有机电子供体影响下硝酸盐和铁对磷转化的驱动作用

童永杰，汪毅，华玉妹*，赵建伟，刘广龙，蒋永参

1.华中农业大学，湖北 武汉 430070；2.中国电建集团勘测设计研究院有限公司，浙江 杭州 311122

磷是湖泊富营养化的关键生源要素，在外源磷输入负荷减小的趋势下，沉积物的内源磷贡献尤为突出。沉积物磷迁移转化受磷浓度与形态、铁含量、环境因子（温度、pH值、DO、氧化还原电位和水动力等）等多因子的共同影响，其中铁对磷在沉积物-水界面赋存与循环起着重要作用（杨文斌等，2016；李奔运等，2020）。湖泊沉积物中铁和磷既以各自不同的赋存形态独立存在，也可通过物理、化学及生物作用相互结合而以铁磷结合态存在，一部分以铁磷化合物形式存在，更多的磷通过吸附与铁（氢）氧化物结合（Orihel et al.，2017）。在沉积物氧化与还原界面，发生着铁（氢）氧化物的化学和生物形成与转化，直接影响沉积物中磷的有效性与迁移（Mejia et al.，2016）。

铁磷释放活性与氧化还原环境密切相关。好氧条件下，铁（氢）氧化物对磷吸附能力较强，而厌氧条件下铁（氢）氧化物易还原为Fe(II)，同时释放所吸附的磷，增加了富营养化发生的潜在风险（Heinrich et al.，2020）。与氧化还原电位有关的因子（如DO、NO3-和SO42-）均可能影响沉积物中磷的释放。NO3-竞争有机电子供体的能力比SO42-高，因此会优先发生还原反应。作为NO3-还原主要电子供体的小分子有机酸在湖泊中普遍存在，通常是由于沉积物中微生物对有机物的厌氧代谢过程产生，在富营养化条件下可能会达到较高的浓度水平。如蓝藻爆发后期会出现大量衰亡，而沉积在局部区域缺氧环境中，通过厌氧发酵蓝藻产生大量以乙酸为主的挥发性脂肪酸（李子阳等，2020），这些乙酸会与水体中不同金属离子结合而生成乙酸盐。由于水体中存在较多异养微生物，乙酸盐可加快沉积物中微生物代谢进程（Corzo et al.，2009），通过不同途径作用于沉积物-水界面磷生物地球化学循环（Henderson et al.，2008）。

探讨乙酸盐对沉积物中氮、铁和磷转化的影响，通过上覆水和间隙水磷质量浓度的变化以及沉积物中不同铁结合磷形态的转变，以揭示乙酸盐介导下铁和硝酸盐对磷转化的驱动作用，为污染严重湖泊的富营养化治理提供一定的科学依据。

1 材料与方法

1.1 实验设计

将采集的武汉墨水湖沉积物样品混合均匀，125 g沉积物样品和375 mL上覆水装入500 mL的培养瓶中。参考墨水湖的前期研究（余芬芳，2013），确定实验中的乙酸盐与硝酸盐质量浓度。因此实验设置两个处理：上覆水中NO3-物质的量浓度为100µmol·L-1（N组），上覆水中NO3-物质的量浓度为100 µmol·L-1，CH3COONa质量分数为30 mg·g-1（1 g沉积物添加30 mg CH3COONa）（N-A组）。每组设3个平行，培养瓶加盖密封。将培养瓶静置4 h后，转移到生化恒温培养箱中，于25 ℃避光培养。在培养的第0、0.5、1、2、6、10、15天用注射器收集培养瓶中的气体，用于N2O气体测定。对上覆水进行取样，同时提取沉积物间隙水，水样经过滤后分析各项理化性质。沉积物样品分为两份，一份用作硝酸盐型亚铁氧化菌（NDFOB）细菌计数，另外一份冷冻干燥厌氧保存，用于后续的沉积物铁和磷的分级提取。

1.2 上覆水、沉积物间隙水及气体测定指标和方法

Eh用ORL-502氧化还原测定仪测定，pH值采用pH计测定（METTLER TOLEDO，China），NO3-采用酚二磺酸分光光度法，TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法（Ruban et al.，1999），TFe、Fe(II)的测定用邻菲啰啉分光光度法（Paipa et al.，2005），NO2-采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定（GB 7498-87）。

用注射器收集培养瓶中的N2O，采用带有电子捕获器的气相色谱仪（Agilent 7890A，USA）测定并按以下公式计算N2O的通量（Hayakawa et al.，2013）。

式中：

F——N2O的通量（μg·kg-1·d-1）；

m——沉积物质量（kg）；

Δt——培养时间（d）；

ρ——标况下N2O的密度（1.25 g·L-1）；

C——N2O的质量浓度（mg·m-3）；

M——N2O的相对分子质量；

Vg——培养瓶顶部上空体积（L）；

α——N2O的Bunsen系数（25 ℃的α为0.549）；

VL——液体体积（L）；

273——摄氏度和开尔文间转化系数；

θ——采样期间气体的温度（℃）；

22.4（L）——标准状况下1 mol气体体积。

1.3 沉积物测定指标和方法

沉积物测定指标包括反硝化酶活性、硝酸盐型亚铁氧化菌（NDFOB）丰度以及沉积物铁和磷形态分级。沉积物反硝化酶活性的测定采用乙炔抑制法（Smith et al.，1979），采用MPN计数法进行NDFOB计数（Weber et al.，2009），磷形态提取方法采用Ruttenberg（1992）和Xiong et al.（2019）改进后的SEDEX法。取干燥后沉积物样品0.1 g，依次经过5个步骤将沉积物中磷形态分为松散结合态磷（Psorb）、铁结合态磷（PFe）、自生磷灰石磷（Pauth）、碎屑磷（Pdetr）、有机磷（Porg）。不同形态铁及其所结合磷的分级提取采用Poulton et al.（2005）和Ma et al.（2019）的方法，具体步骤如表1。

表1 沉积物铁结合磷同步分级提取过程Table 1 The iron bound phosphorus simultaneous extraction process of sediments

1.4 统计分析方法

使用Excel与Origin进行数据分析及作图；使用SPSS 18.0软件对数据进行统计分析。

2 结果与讨论

2.1 上覆水和间隙水pH和Eh

培养期间上覆水和沉积物间隙水的pH和Eh如图1所示。N组上覆水中的pH一直高于N-A组，N组间隙水中pH值在2 d内快速增加，后期趋于平缓，在第20天时间隙水pH值升高了0.60个和1.42个单位（图1b），N-A组间隙水中的pH高于N组，说明培养过程中伴随H+的消耗（Melton et al.，2014），且乙酸盐消耗的H+更多。这主要是因为乙酸盐作为电子供体（Molinuevo et al.，2009），乙酸盐还原NO3-导致pH值发生降低。培养前期N-A组上覆水的Eh降低幅度大于N组（图1c），N-A组间隙水Eh下降的时间比N组早，到第15天时N组和N-A组Eh分别降低41.2 mV和86.7 mV（图1d）。

图1 上覆水（a、c）和间隙水（b、d）中pH和Eh的变化Figure 1 Change of pH and Eh in overlying water (a,c) and pore water (b,d)

2.2 上覆水和间隙水铁质量浓度

由厌氧条件下Fe(III)（氢）氧化物的还原，引起两个处理组的上覆水中Fe(Ⅱ) 质量浓度在1 d内明显增加。2 d后N组上覆水中的Fe(Ⅱ) 质量浓度降低至接近0 mg·L-1，N-A组上覆水中Fe(Ⅱ) 质量浓度一直维持在高水平，在第6天达到质量浓度的最高值1.80 mg·L-1，最终比N组高1.13 mg·L-1（图2a）。N组间隙水中Fe(Ⅱ) 质量浓度变化趋势与上覆水一致，始终低于N-A组（图2b），后者在第6天时质量浓度高达8 mg·L-1以上。

图2 上覆水（a、c）和间隙水（b、d）中Fe(Ⅱ)和TFe质量浓度的变化Figure 2 Change of Fe(Ⅱ) and TFe concentration in overlying water (a,c) and pore water (b,d)

厌氧沉积物培养初期，沉积物优先进行NO3-还原有机质氧化的过程（Gibney et al.，2007），N组和N-A组Fe(Ⅱ) 变化很小。尽管N组上覆水和间隙水Fe(Ⅱ) 质量浓度前期有一定升高，但沉积物中有机电子供体被消耗后Fe(Ⅲ) 还原速率降低，产生的Fe(Ⅱ) 质量浓度又很快被Fe(Ⅱ) 氧化微生物利用，导致后期Fe(Ⅱ) 质量浓度保持在很低水平。上覆水和沉积物间隙水中TFe质量浓度都先增加后降低，最终N组间隙水中的TFe质量浓度较初始值分别降低了1.08 mg·L-1（图2d）。15 d时N-A组间隙水中的TFe质量浓度比最高值（14.4 mg·L-1）降低了8.02 mg·L-1，下降的趋势可能归因于：（1）沉积物中Fe(Ⅱ) 氧化过程，在沉积物缺氧环境中，厌氧微生物诱导的Fe(II)氧化对铁（氢）氧化物的生成发挥着重要作用。（2）Fe(Ⅱ) 可以与水相中的PO43-或CO32-结合，生成蓝铁矿或菱铁矿，从而减少TFe质量浓度。

2.3 上覆水和间隙水氮转化

NO3-输入第1天后两个处理组上覆水和间隙水中NO3--N质量浓度呈现明显降低，之后N-A组始终低于N组，N-A组上覆水中NO3--N质量浓度在15 d时质量浓度降至非常低的水平（0.03 mg·L-1）。15 d时N组和N-A组间隙水的NO3--N质量浓度分别较初始值降低了62.5%和85.2%（图3），说明乙酸盐提高沉积物中的NO3-还原作用。这种变化的原因主要是乙酸盐作为营养基质和NO3-还原微生物的电子供体促进NO3-还原过程（Bongoua-Devisme et al.，2013）。

NO2-是NO3-还原过程的中间产物（Kuypers et al.，2018），墨水湖沉积物培养第2天，N组和N-A组上覆水中均出现NO2--N的积累，但N-A组NO2--N质量浓度为N组的4倍多，之后出现下降，最终两组NO2--N质量浓度降为0.05－0.06 mg·L-1（图3b）。间隙水中NO2--N质量浓度变化与上覆水相似，在0－2 d增加，2 d时N组和NA组间隙水NO2--N质量浓度分别为0.510 mg·L-1和2.25 mg·L-1，最终两个处理组NO2--N质量浓度为0－0.05 mg·L-1（图3e）。上覆水和间隙水N-A组NO2-的积累在第2天都远高于N组，原因主要是乙酸盐促进了NO3-→NO2-的还原速率，NO2-生成量突然增多，沉积物中反硝化细菌未能及时分泌足够的亚硝酸还原酶，从而导致NO2-→N2O/N2的还原过程滞后。

图3 上覆水（a、b、c）和间隙水（d、e、f）NO3-、NO2-和NH4+质量浓度的变化Figure 3 Change of NO3-,NO2- and NH4+ concentration in overlying water (a,b,c) and pore water (d,e,f)

N组上覆水中的NH4+质量浓度始终高于N-A组，最终两处理组上覆水NH4+-N质量浓度为1.00 mg·L-1和0.450 mg·L-1（图3c）。两处理组间隙水中NH4+-N质量浓度在1 d后均逐渐降低，且N-A组间隙水中NH4+-N产生量显著低于N组（图3f）（r2=0.966，P=0.006），最终两处理组间隙水NH4+-N质量浓度为1.00 mg·L-1和0.890 mg·L-1。NH4+-N质量浓度降低可能是由于沉积物中微生物对其进行的同化作用，还可能是厌氧氨氧化作用。结合N-A组出现过较高质量浓度NO2--N的积累（图3），可推知N-A组NH4+-N质量浓度比N组降至更低水平，原因是较高底物浓度促进了厌氧氨氧化作用的进行。

整体上N组和N-A组上覆水和间隙水TN均呈现下降的趋势，15 d内N组和N-A组上覆水中的TN质量浓度减少了49.6%和92.3%（图4a），对应的间隙水TN质量浓度减少了62.6%和92.0%（图4b）。N-A组间隙水和上覆水TN质量浓度远低于N组，引起这种变化的原因是N-A组有充分的乙酸盐作为电子供体，促进了反硝化过程。N-A组NO3-转换为N2O的量增多（图4c），这是因为乙酸盐作用下NO3-还原为中间产物NO2-的速率加快，高质量浓度NO2-抑制氧化亚氮还原酶的活性导致N2O积累（Zhou et al.，2011）。

图4 上覆水TN质量浓度（a）、间隙水TN质量浓度（b）和N2O释放通量（c）的变化Figure 4 Change of TN concentration in overlying water (a) and pore water (b) and N2O releasing flux(c)

2.4 沉积物反硝化酶活性和NDFOB丰度

厌氧培养过程中，N组和N-A组反硝化酶活性在2 d内增加（图5），在第2天达到最大值（N组为0.475×103µg kg-1·h-1，N-A组为1.98×103µg kg-1·h-1）。2 d内N-A组反硝化酶活性高于N组，是因为NO3-输入后微生物首先利用有机物还原NO3-（Gibney et al.，2007），1 d以后N组NO3-质量浓度（图3）和有机碳质量浓度降低到低水平消耗（图5），N组低质量浓度有机碳限制微生物生长，导致反硝化酶活性迅速降低。后期N-A组反硝化酶活性低于N组，这主要是N-A组的NO3-质量浓度低于N组，使得反硝化酶活性随之降低。

图5 沉积物反硝化酶活性Figure 5 Change of sediment denitrifying enzyme activity

大多数湖泊在中性pH值范围内，可进行Fe(II)氧化的微生物有两类：第一类是以光为能源的光能营养微生物，另一类是以NO3-为电子受体的化能营养微生物（Schädler et al.，2009）。对于湖泊的沉积物区域，大多情况下光难以透入，Fe(II) 氧化将主要由化能微生物-NDFOB催化。NDFOB作为能进行NO3-还原与Fe(Ⅱ) 氧化的微生物，在沉积物的数量决定氮和其他营养物质的生物地球化学循环（Dai et al.，2018）。6－10 d内N-A组NDFOB数量与间隙水中NO2-和Fe(Ⅱ) 质量浓度相关性显著（r2=1.000，P=0.000），说明NDFOB利用Fe(Ⅱ)生长，并可能非生物利用反硝化中间产物NO2-还原Fe(Ⅱ)（Klueglein et al.，2013）。沉积物中的NDFOB数量在前2 d快速增加，N-A组细菌在2 d达到数量的最大值16.0×104cell·g-1沉积物，最终较初始细菌数目增加5.20×104cell·g-1沉积物（图6），这些结果表明乙酸盐作为额外的电子供体和营养物质（Daniel et al.，2018），可促进NDFOB细菌的生长。

图6 沉积物中NDFOB数量随时间的变化Figure 6 Change in the amount of NDFOB in the sediment with time

2.5 上覆水和间隙水中磷的变化

N组上覆水中TP质量浓度变化很小，N-A组上覆水TP质量浓度在0－10 d增加到最大值6.20 mg·L-1，即使在15 d仍然保持较高水平（图7a）。N-A组上覆水SRP质量浓度从2 d开始上升，到第10天上升到最高质量浓度（5.49 mg·L-1），培养结束时N组上覆水中的SRP质量浓度较初始值略微上升，但始终低于N-A处理组（图7c）。2 d以后N-A组上覆水和间隙水中的TP和SRP质量浓度增加，这是因为NO3-被消耗后，Fe(III) 还原菌利用乙酸盐作为电子供体还原Fe(III) 氧化物（Daniel et al.，2018），N-A组中乙酸盐增加Fe(III) 还原速率（Molinuevo et al.，2009），使得更多与Fe(III) 氧化物结合的磷释放（Melton et al.，2014）。间隙水中SRP和TP变化趋势与上覆水相似，N-A组上覆水和间隙水TP质量浓度显著高于N组（r2=0.915，P=0.000；r2=0.914，P=0.000），N-A组间隙水SRP质量浓度从2 d开始上升，到第10 d上升到最高质量浓度（15.0 mg·L-1），并于15 d下降到4.16 mg·L-1。

图7 上覆水和间隙水中TP（a、b）和SRP（c、d）质量浓度的变化Figure 7 Change of TP and SRP concentration in overlying water (a,b) and pore water (c,d)

环境中磷质量浓度很低，可酶解磷在微生物分泌的碱性磷酸酶作用下释放出SRP（王睿喆等，2015）。培养前2 d内SRP质量浓度维持在低质量浓度（0－0.04 mg·L-1），却没有看到碱性磷酸酶和可酶解磷的大量上升（图8、9），说明此时细菌Fe(Ⅲ) 还原过程释放的磷正好能满足微生物活动需要。

图8 上覆水（a）和间隙水（b）可酶解磷质量浓度的变化Figure 8 Change of enzymatically hydrolysable phosphorus concentration in overlying water (a)and pore water (b)

图9 上覆水（a）和间隙水（b）碱性磷酸酶质量浓度的变化Figure 9 Change of hydrolysable phosphorus in overlying water and pore water

2 d 以后N-A组Fe(Ⅲ) 还原作用依然维持在较高的水平，Fe(Ⅱ) 充足导致NO3-还原Fe(Ⅱ) 氧化过程反应速度快（Bryce et al.，2018），生成的Fe(Ⅲ) 氧化物吸附磷的能力强，从而刺激碱性磷酸酶酶解有机磷释放无机磷，导致10 d TP和SRP质量浓度高于N组。

2.6 沉积物中磷形态的变化

整个培养期间N组沉积物中的TP质量分数高于N-A组，两组TP质量分数在0.5 d内降低（表2），说明乙酸盐增加沉积物磷的释放。沉积物中磷的形态分级表明：PFe>Pauth>Psorb>Porg>Pdetr。Psorb是沉积物中最活跃的磷形态，对上覆水和沉积物间隙水中磷的影响较大。两个处理组的Psorb质量分数占比为2.38%－9.04%，N组沉积物中Psorb质量分数变化不大，而N-A组Psorb质量分数自第2天起出现明显增加，到15 d时其质量分数为初始值的4倍之多，且为N组Psorb质量分数的两倍以上（图10），这表明乙酸盐促使沉积物磷活性增强，磷释放风险增加。

图10 沉积物磷形态分级提取Figure 10 Sequential extraction of phosphorus forms in sediments

表2 沉积物TP质量分数的变化Table 2 Change in sediment TP concentrations mg·g-1

PFe是沉积物中活跃的磷形态（Yuan et al.，2018），占墨水湖沉积物TP的比重达36.9%。从不同形态磷转化整体上看，Psorb质量分数的升高（特别是N-A组），主要来自于PFe的转化。N组和NA组的PFe质量分数随着时间均呈现大致降低的趋势，而自2 d后N-A组的PFe质量分数一直保持远低于N组的状态。主要原因可能是：（1）输入NO3-后沉积物优先利用有机质还原NO3-，乙酸盐促进沉积物中NO3-的消耗，使得N-A组NO3-的质量分数低于N组（图3），NO3-还原Fe(Ⅱ)氧化过程电子受体减少从而导致N-A组PFe质量分数低于N组。（2）厌氧沉积物中Fe(Ⅱ) 氧化菌优先利用Fe(Ⅲ) 异化还原的产物Fe(Ⅱ) 进行NO3-还原过程，乙酸盐质量分数增加将会促进可还原铁氧化物（Larese-Casanova et al.，2010）（主要为针铁矿）的生成，对磷吸附能力强的易还原铁氧化物转化为吸附磷能力弱的可还原铁氧化物，从而导致沉积物中PFe质量分数降低。（3）pH值也是影响PFe质量分数的因素，培养期间N-A组的pH值偏碱性且高于N组，沉积物中的OH-与PO43-竞争铁氧化物的吸附位点（Kang et al.，2018），从而导致PFe质量分数降低，因此，pH值、NO3-质量浓度和乙酸盐引起的铁氧化晶型改变是导致N-A组PFe质量分数低于N组的原因。

Pauth在沉积物中的质量分数也处于较高水平（0.43－0.59 mg·g-1），占沉积物TP质量分数的21.6%－28.0%（图10），与PFe较相近，但Pauth在整个培养过程中变化并不明显。Pauth受Eh和微生物的影响较小（Li et al.，2020），而pH值是引起Pauth变化的主要原因（Wang et al.，2015），培养后期N组pH值明显低于N-A组，N组Pauth溶解释放磷增加从而导致N组Pauth质量分数低于N-A组。尽管沉积物中Pdetr具有较大的变动，但其质量分数仅为0－0.01 mg·g-1（图10），因此对沉积物中磷迁移转化的贡献很小。沉积物中Porg质量分数也很低（0.01－0.06 mg·g-1），Porg的质量分数与沉积物颗粒大小和微生物活动有关（李敏等，2004；Li et al.，2018），由于沉积物中不同微生物活动甚为多变，Porg质量分数变化未呈现明显规律性。

2.7 沉积物不同形式的铁结合磷

Feox1、Feox2以及Fecarb为墨水湖沉积物中铁的主要存在形态，三者质量分数大小为Feox1>Feox2>Fecarb，其结合的磷之间关系为P-Feox1>P-Feox2>PFecarb。观察到N组TP与TFe（r2=0.626，P=0.007）间显著正相关，说明铁元素在沉积物磷的循环过程发挥主导作用。

N组TP与Fecarb（r2=0.603，P=0.009）之间极显著相关，说明在Fecarb对磷的吸附作用强。Fecarb容易受到pH值的影响（Poulton et al.，2005），NA组沉积物中Fecarb和P-Fecarb高于N组，最终N组和N-A组Fecarb质量分数分别为0.230 mg·g-1、0.260 mg·g-1和0.210 mg·g-1（图11）。厌氧环境中，Fe(Ⅲ) 还原微生物利用乙酸等短链脂肪酸作为电子供体还原Feox1和Feox2（Roh et al.，2003），乙酸盐被氧化后转化为CO2，随着CO2分压增加菱铁矿增多（Li et al.，2019），N-A组乙酸盐质量分数高于N组导致菱铁矿产量增多。虽然N-A组Fecarb质量分数比N组的质量分数高出1.40 mg·g-1，而PFecarb的变化却非常小（0.03 mg·g-1），说明乙酸盐减弱Fecarb结合磷的能力。

图11 沉积物铁与铁结合磷同步分级提取Figure 11 Synchronous fractional extraction of iron and iron-bound phosphorus insediments

Feox1和Feox2是沉积物中可被还原的铁氧化物（Howarth et al.，2011），是墨水湖沉积物中质量分数最高的两种铁形态，占沉积物TFe质量分数的43.8%－54.1%，P-Feox1质量分数占沉积物TP质量分数的71.0%－75.7%，是沉积物中最主要的磷形态，N组和N-A组P-Feox1与Feox1显著相关（r2=0.672，P=0.003和r2=0.709，P=0.000）。沉积物输入NO3-第0.5天后两个处理组沉积物中Feox1的质量分数均呈现明显的降低，之后N-A组始终低于N组，15 d时N-A组沉积物中Feox1质量分数较初始值减少0.580 mg·g-1，N组Feox1质量分数高于初始值1.19 mg·g-1，（图11），说明乙酸盐促进沉积物中Fe(Ⅲ) 还原作用。这种变化的主要原因是乙酸盐作为营养基质和Fe(Ⅲ) 还原的电子供体，促进沉积物中Fe(Ⅲ) 还原过程，此过程中乙酸盐被还原为CO2，CO2分压增加促进沉积物中Fecarb的形成（Li et al.，2019），但Fecarb对磷的结合能力弱，导致其P-Fecarb变化很小。

N-A组沉积物中P-Feox1质量分数始终低于N组，最终N-A组质量分数比N组低0.250 mg·g-1。N组和N-A组Feox1主要来源于Fe(Ⅲ) 还原产物和FeS等Fe(Ⅱ) 矿物的氧化过程（Melton et al.，2014），水溶性Fe(Ⅱ) 和固相Fe(Ⅱ) 矿物利用NO3-生成Fe(Ⅲ) 氧化物，这些铁氧化物具有活性比表面积大的特点，能够固定大量的磷（Larese-Casanova et al.，2010），进而使得N组P-Feox1质量分数高于初始值，对于N-A组沉积物乙酸盐增强Fe(Ⅲ) 还原过程，Fe(Ⅲ) 还原释放到上覆水中的量高于N组。Feox2在沉积物中的质量分数也较高，沉积物Feox2与TP之间相关性非常显著（r2=0.522，P=0.008），P-Feox2与Feox2（r2=0.501，P=0.041）之间明显相关，说明Feox2结合磷的能力强。15 d时N组和N-A组Feox2质量分数均有不同程度的增加，对应的增加量分别为0.620 mg·g-1和0.06 mg·g-1，其结合的磷质量分数在N组高于N-A组，这表明乙酸盐抑制沉积物中可还原铁氧化物生成过程，此结论与纯培养体系中乙酸盐促进沉积物中Fe(Ⅱ) 向可还原铁氧化物转化的结果不一致（Larese-Casanova et al.，2010），这与沉积物中其环境条件如pH等因素在培养过程不断改变有关系。

Femag的质量分数在培养期间出现先减少后增加的趋势，这是由于Femag是Fe(Ⅱ)-Fe(Ⅲ) 混合价铁氧化物，NDFOB不仅能利用水溶性的Fe(Ⅱ) 外还可以利用固相如Femag、菱铁矿等物质来还原NO3-（Kanaparthi et al.，2015），造成Femag质量分数下降。其次沉积物中Feox1和Feox2还原，还原的产物作为电子供体还原NO3-并产生Femag（Melton et al.，2014）最终沉积物中Femag的质量分数比初始质量分数略高，但Femag对P的吸附能力较弱，P-Femag质量分数低，在培养期间全部为0。Feprs质量分数较低，其对磷的吸附作用很弱（杨文斌等，2016），N组和N-A组P-Feprs与Feprs之间无明显相关性，P-Feprs质量分数为0.01－0.02 mg·g-1。FeU则是惰性硅酸盐结合态铁（Hepburn et al.，2020），PFeU为0－0.40 mg·g-1范围内，其对于沉积物中磷循环贡献较小。

3 结论

（1）乙酸盐提高沉积物的反硝化酶活性，增加NDFOB的丰度，并促进NO3-还原，在培养初期出现N2O的积累，最终使NO3-还原率提高了22.6%。乙酸盐提高了上覆水中碱性磷酸酶活性，上覆水和间隙水TP质量浓度显著高于NO3-处理组。

（2）乙酸盐使上覆水中Fe(Ⅱ) 和TFe质量浓度均出现明显上升。Feox1和Feox2是沉积物中最主要的铁形态，占沉积物总铁质量分数的43.8%－54.1%，乙酸盐促进沉积物中Feox1还原产生Fe(Ⅱ)，沉积物中的Feox1质量分数降低0.580 mg·g-1。乙酸盐促进沉积物Feox1异化还原为Fe(Ⅱ) 过程从而减弱Feox1对磷的固定能力，Feox1和P-Feox1质量分数比仅输入NO3-低1.83 mg·g-1和0.25 mg·g-1。Feox2和P-Feox2质量分数比仅输入NO3-处理组低0.33 mg·g-1、0.01 mg·g-1，说明乙酸盐促进Feox2和Feox1还原为Fe(Ⅱ) 并抑制Fe(Ⅱ) 氧化为Feox2过程，从而降低P-Feox1和P-Feox2的质量分数。