范浩隆，王旭剛，2，孫麗蓉，趙 旭，郭大勇，石兆勇，3

（1.河南科技大學(xué) 農(nóng)學(xué)院,河南 洛陽 471000；2.洛陽市植物營養(yǎng)與環(huán)境生態(tài)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,河南 洛陽 471000；3.洛陽市共生微生物與綠色發(fā)展重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,河南 洛陽 471000）

鐵是土壤中豐度最高的可變價過渡金屬，主要以氧化物形態(tài)存在。在避光淹水條件下土壤中鐵氧化物可以被微生物還原[1-3]，光照淹水條件下被還原的鐵氧化物可在Fe(Ⅱ)氧化微生物的作用下發(fā)生再氧化[3-5]。鐵的氧化還原影響土壤中許多重要元素的化學(xué)過程。鐵的還原能通過產(chǎn)生可交換的Fe2+取代陽離子交換位點(diǎn)上的堿性陽離子，增加溶液中的陽離子濃度，從而釋放土壤中閉蓄態(tài)的陽離子[6]。鐵的氧化還原過程與土壤中的碳素轉(zhuǎn)化也有密切關(guān)系，有研究表明，鐵還原過程能促進(jìn)有機(jī)碳的礦化，F(xiàn)e(Ⅱ)氧化過程能同化固定無機(jī)碳[7-9]。鐵的氧化還原過程不僅是一個價態(tài)變化的過程，還伴隨著形態(tài)的轉(zhuǎn)變，該過程影響土壤重金屬的遷移轉(zhuǎn)化，促使重金屬形態(tài)發(fā)生轉(zhuǎn)變[10-11]。

目前，土壤重金屬污染越來越嚴(yán)重，其中，重金屬Zn的點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)0.9%[12]。土壤重金屬污染直接影響糧食安全，并且產(chǎn)生一系列生態(tài)問題。目前，包括綠地[13]、土壤[14]、洼地[15]等都存在嚴(yán)重的Zn污染，其中，每年僅隨農(nóng)藥進(jìn)入農(nóng)田土壤的Zn可達(dá)1 200 t[16-17]。土壤Zn含量過高可造成植物葉片失綠、植株矮小，并伴有老葉脫落等[18]，引起生產(chǎn)力降低及農(nóng)產(chǎn)品安全隱患問題。然而，Zn污染土壤中鐵氧化物的氧化還原過程、Zn的形態(tài)轉(zhuǎn)化與鐵氧化還原過程的關(guān)系尚不明晰。

鐵氧化還原過程受許多因素影響，例如pH值[19]、溫度[20]、光照[21]、電子穿梭體[22]等對鐵氧化還原過程的影響已被廣泛研究，而關(guān)于重金屬對鐵氧化還原過程的影響研究較少。鑒于此，通過外加Zn溶液模擬不同程度Zn污染，借助恒溫厭氧泥漿培養(yǎng)試驗(yàn)，分析光照、避光條件下外加二乙基三胺五乙酸（DTPA）可提取Zn的含量及Zn形態(tài)的變化，以及不同Zn污染程度鐵價態(tài)的動態(tài)變化過程，探索不同Zn污染程度對Fe(Ⅲ)還原和Fe(Ⅱ)氧化過程的影響及其與Zn形態(tài)轉(zhuǎn)化的關(guān)系，以期對鐵氧化還原過程有更深入了解。

1 材料和方法

1.1 供試土壤

供試水稻土采自河南省孟津縣(34°48′21″N，112°39′51″E)，采樣深度0～20 cm。土壤基本性質(zhì)：pH值8.16、有 機(jī) 質(zhì)（14.87±0.10）mg/g、全 氮（1.49±0.01）mg/g、全磷（1.03±0.05）mg/g、游離鐵含量（10.24±0.67）mg/g、無定形鐵含量（2.20±0.17）mg/g、陽離子交換量（14.95±0.29）cmol/kg。

1.2 試驗(yàn)方法

采用泥漿恒溫厭氧培養(yǎng)方法，稱取過1 mm篩并風(fēng)干的土壤樣品3.000 g若干份，分別置于10 mL的西林瓶中。根據(jù)Zn污染濃度梯度設(shè)置4個處理：（1）加入3 mL去離子水作為對照；（2）加入3 mL 0.78 g/L的ZnSO4·7H2O；（3）加入3 mL 1.30 g/L的ZnSO4·7H2O；（4）加入3 mL 1.82 g/L的ZnSO4·7H2O。根據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）[23]，在pH值＞7.5的情況下，根據(jù)單項(xiàng)污染指數(shù)法，處理（2）、（3）、（4）的土樣單項(xiàng)污染指數(shù)分別為2.60、4.33、60.07，分別達(dá)到了輕度、中度、重度污染等級。

加入試劑后蓋上橡皮塞，充氮5 min將空氣排干凈后加鋁蓋密封。每個處理各取出50%樣品置于光照培養(yǎng)箱（寧波萊福，F(xiàn)PG3）（30±1）℃下以光照條件進(jìn)行培養(yǎng)，50%樣品置于隔水式恒溫培養(yǎng)箱（上海博訊，GSP-9 270MBE）（30±1）℃下以避光條件進(jìn)行培養(yǎng)。連續(xù)培養(yǎng)30 d，在培養(yǎng)過程中間隔取樣測定Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)的變化。取樣時將各處理從光照和避光培養(yǎng)箱中各取出1瓶搖勻，每次吸取0.4 mL泥漿加入裝有4.6 mL 0.5 mol/L HCl的帶蓋聚乙烯管中稱質(zhì)量，（30±1）℃下浸提24 h。每個處理3次重復(fù)，將浸提液通過0.22μm濾膜后測定Fe（Ⅱ）和Fe（T）（土壤全鐵）濃度。培養(yǎng)結(jié)束后測定頂空氣體CO2和CH4含量，樣品中水溶性碳、有效Zn含量。

1.3 分析指標(biāo)和方法

土壤基本性質(zhì)采用常規(guī)指標(biāo)分析方法進(jìn)行測定[24]；樣品待測液中Fe(Ⅱ)采用鄰菲羅啉比色法測定[24]；頂空氣體CO2和CH4含量采用氣相色譜儀（GC7900，上海天美，TCD檢測器，載氣H2，進(jìn)樣口溫度110℃，柱溫100℃，檢測器溫度150℃，橋電流90 mA）測定；水溶性碳采用總有機(jī)碳分析儀（島津TOC-VCPH）測定[7]。樣品用30 mL 0.005 mol/L DTPA提取液（含0.005 mol/L DTPA、0.01 mol/L CaCl2、0.1 mol/L TEA，pH值7.3）浸提，在20～25℃條件下振蕩2 h，立即過濾，濾液用原子吸收分光光度計(jì)測定Zn含量。采用修正BCR分級法提取測定樣品中弱酸提取態(tài)Zn（0.11 mol/L CH3COOH）、可還原態(tài)Zn（0.5 mol/L NH2OH·HCl）[25]。

1.4 數(shù)據(jù)處理

圖1水稻土厭氧培養(yǎng)過程中Fe（Ⅱ）含量Fig.1 Content of Fe（Ⅱ）in paddy soil during anaerobic incubation

采用參考文獻(xiàn)[3]中方法計(jì)算鐵還原潛勢、速率常數(shù)、最大速率、最大速率出現(xiàn)時間及亞鐵氧化過程的關(guān)鍵參數(shù)。DTPA可提取Zn含量減少的比值=（培養(yǎng)結(jié)束后DTPA可提取Zn含量-培養(yǎng)前DTPA可提取Zn含量）/培養(yǎng)前DTPA可提取Zn含量。采用Excel 2016和Origin 9.0分析處理數(shù)據(jù)。

2 結(jié)果與分析

2.1 水稻土厭氧培養(yǎng)過程Fe(Ⅱ)的動態(tài)變化

避光條件下，不同污染程度樣品Fe(Ⅱ)含量隨培養(yǎng)時間延長先快速增加后趨于平穩(wěn)（圖1A），符合Logistic方程（表1），表現(xiàn)為Fe(Ⅲ)氧化物的逐漸還原。Fe(Ⅲ)的還原容量介于9.75～10.37 mg/g，隨污染程度加深，還原容量持續(xù)降低，輕度、中度、重度污染使還原容量較無污染分別降低1.54%、3.86%、5.98%。Fe(Ⅲ)還原的最大速率隨污染程度加深呈下降趨勢，重度污染土壤與未污染土壤相比，最大速率下降了12.77%。最大速率出現(xiàn)時間隨污染程度加深顯著推遲。污染程度對速率常數(shù)無顯著影響，重度污染速率常數(shù)僅降低了11.11%。

表1 避光培養(yǎng)時鐵還原過程Logistic模型擬合參數(shù)Tab.1 Logistic model fitting parameters in the process of iron reduction under dark incubation

光照條件下Fe(Ⅱ)含量隨培養(yǎng)時間延長先增加后降低，培養(yǎng)前期表現(xiàn)為Fe(Ⅲ)氧化物的還原，培養(yǎng)后期表現(xiàn)為Fe(Ⅱ)的氧化（圖1B）。由表2可知，光照培養(yǎng)前期還原過程最大Fe(Ⅱ)累積量隨污染程度加深顯著降低，重度污染土壤與未污染土壤相比，降幅達(dá)39.19%。光照培養(yǎng)后期氧化過程未污染土壤Fe(Ⅱ)氧化量為2.96 mg/g，污染后Fe(Ⅱ)氧化量降低至0.91～1.71 mg/g，Zn污染顯著降低了Fe(Ⅱ)氧化量。Fe(Ⅱ)氧化速率、Fe(Ⅱ)氧化率均隨污染程度加深顯著降低，其最大降幅分別為63.64%和49.26%。

表2 光照培養(yǎng)時鐵還原氧化過程的關(guān)鍵參數(shù)Tab.2 Key parameters of iron reduction oxidation process under illumination incubation

2.2 水稻土厭氧培養(yǎng)結(jié)束后Zn含量的變化

供試土壤樣品DTPA可提取Zn含量為2.33 mg/kg，輕、中、重度污染后土壤DTPA可提取Zn含量分別為782.33、1 302.33、1 822.33 mg/kg。厭氧泥漿培養(yǎng)30 d后DTPA可提取Zn含量如圖2所示，不管污染程度如何，光照培養(yǎng)后土壤DTPA可提取Zn含量顯著高于避光培養(yǎng)。另外，從外源加入Zn在培養(yǎng)后可被DTPA提取的含量來看，輕、中、重度污染處理土壤DTPA可提取Zn含量避光培養(yǎng)后分別較培養(yǎng)前降低了97.42%、98.32%、98.53%，光照培養(yǎng)后分別較培養(yǎng)前降低了86.38%、84.27%、84.99%（圖3）?？梢姡庠醇尤氲腪n經(jīng)過30 d培養(yǎng)后無法被DTPA完全提取。避光條件DTPA可提取Zn含量減少的比值平均為98.09%，而光照條件DTPA可提取Zn含量減少的比值平均為85.21%，避光條件DTPA不能提取的Zn含量比值顯著高于光照，且該比例與污染程度無關(guān)。

圖2 DTPA可提取Zn含量的變化Fig.2 Changes of DTPA extractable Zn concent

圖3 DTPA可提取Zn含量減少的比值Fig.3 Proportion of Zn reductions of DTPA extractable Zn concent

2.3 水稻土厭氧培養(yǎng)結(jié)束后Zn形態(tài)的變化

以中度污染土壤為例分析培養(yǎng)結(jié)束后不同形態(tài)Zn含量的變化。培養(yǎng)結(jié)束后避光和光照條件下弱酸提取態(tài)Zn含量分別為161.12、213.82 mg/kg，意味著1 141.21 mg/kg和1 088.51 mg/kg的Zn不能被0.11 mol/L CH3COOH所提?。▓D4A）。培養(yǎng)結(jié)束后避光和光照條件可還原態(tài)Zn（0.5 mol/L NH2OH·HCl提?。┖糠謩e增加了524.23、397.52 mg/kg（圖4B）。就弱酸提取態(tài)Zn而言，培養(yǎng)結(jié)束后光照條件比避光條件高33.26%（圖4A）；相反，可還原態(tài)Zn避光條件比光照條件高31.26%（圖4B）。

圖4 培養(yǎng)前后不同形態(tài)Zn含量變化Fig.4 Changes in the content of different forms of Zn before and after incubation

2.4 不同Zn污染程度水溶性碳含量的變化

未污染土壤水溶性無機(jī)碳（WSIC）含量在避光條件下培養(yǎng)30 d后顯著增加了212.17 mg/kg（圖5A），水溶性有機(jī)碳（WSOC）含量在避光條件下降低了140.05 mg/kg（圖5B），表明有機(jī)碳可在淹水條件下被用作Fe(Ⅲ)還原過程的電子供體而轉(zhuǎn)化為無機(jī)碳。避光培養(yǎng)結(jié)束Zn污染土壤WSIC含量顯著高于未污染土壤，且WSIC含量隨污染程度加深而增加，而WSOC含量較培養(yǎng)前顯著降低，但與污染程度未見顯著相關(guān)關(guān)系。光照培養(yǎng)不僅降低了土壤WSIC含量，而且降低了土壤WSOC含量。未污染土壤WSIC含量較培養(yǎng)前降低了9.42 mg/kg，Zn污染土壤WSIC含量較培養(yǎng)前降低了12.86～41.48 mg/kg；未污染土壤WSOC含量較培養(yǎng)前降低了118.75 mg/kg，Zn污染土壤WSOC含量較培養(yǎng)前降低了163.57～172.57 mg/kg，但污染程度之間無顯著差異。通過對DTPA可提取Zn減少量與WSIC含量進(jìn)行相關(guān)分析，發(fā)現(xiàn)避光條件DTPA提取Zn減少量與WSIC含量之間存在顯著的正相關(guān)關(guān)系（R2=0.85,P＜0.05）（圖6），而光照條件下兩者間未見顯著相關(guān)關(guān)系。

圖5 不同Zn污染水平對培養(yǎng)前后水溶性碳含量的影響Fig.5 Effect of different Zn pollution levels on water-soluble carbon content before and after incubation

圖6 避光條件DTPA可提取Zn減少量與WSIC含量相關(guān)性Fig.6 Correlation between reduction of DTPA extractable Zn and WSIC content under dark condition

2.5 不同Zn污染程度對CH 4和CO2產(chǎn)生量的影響

土壤遭受Zn污染后CH4產(chǎn)生量顯著降低，且降幅隨污染程度加深而顯著增加。避光條件下，重度Zn污染土壤與未污染土壤相比，CH4產(chǎn)生量顯著降低85.56%（圖7A）。土壤遭受Zn污染后CO2產(chǎn)生量有所增加，但各污染水平之間CO2產(chǎn)生量差異不顯著（圖7B）。避光條件CH4和CO2的平均產(chǎn)生量比光照條件分別高16.93μmol/g和15.20μmol/g。從CH4和CO2的比值來看，系統(tǒng)有產(chǎn)CH4向產(chǎn)CO2轉(zhuǎn)變的趨勢。

圖7 不同Zn污染程度對CH 4（A）、CO2（B）產(chǎn)生量的影響Fig.7 Effect of different Zn pollution levels on the yield of CH 4（A）and CO2（B）

3 結(jié)論與討論

鐵的還原與氧化過程包括沒有微生物參與的化學(xué)過程以及有微生物參與的生物過程，而在土壤厭氧條件下，鐵的氧化還原過程一般是由鐵還原微生物和Fe(Ⅱ)氧化微生物直接或間接參與的氧化還原過程[1-4]。其中，主導(dǎo)Fe(Ⅱ)氧化的Fe(Ⅱ)氧化微生物包括硝酸鹽還原鐵氧化菌、不產(chǎn)氧光合細(xì)菌和產(chǎn)氧光合細(xì)菌[26-28]。本研究結(jié)果表明，土壤遭受Zn污染后Fe(Ⅲ)還原過程中還原容量、最大速率均與未污染土壤相比顯著降低，可能是本研究外源添加的Zn為ZnSO4·7H2O，而SO42-為Fe(Ⅲ)的競爭電子受體，會影響Fe(Ⅲ)的還原。根據(jù)氧化還原電位順序，在非生物條件下Fe(Ⅲ)和SO42-共同存在時Fe(Ⅲ)先被還原，但土壤微生物存在時Fe(Ⅲ)和SO42-可同時被微生物還原[29]。有研究表明，外源添加10～50 mmol/L硫酸鈉使Fe(Ⅲ)還原速率常數(shù)降低40.1%左右，80 mmol/L硫酸鈉使速率常數(shù)降低57.1%[30]。其次，鐵氧化物對鋅離子的吸附可能減少了鐵氧化物與鐵還原菌的接觸，從而抑制了Fe(Ⅲ)的還原[31-32]。另外，Zn作為重金屬可能影響微生物的繁育而影響鐵還原[31]。本研究重度Zn污染試驗(yàn)設(shè)計(jì)中帶入硫酸根濃度為6 mmol/L，但Fe(Ⅲ)還原速率常數(shù)僅降低了11.11%，低于此前報道的硫酸鹽對鐵還原速率常數(shù)的影響。有研究顯示，雖然添加硫酸鹽會降低Fe(Ⅲ)的還原速率和速率常數(shù)，但還原容量[Fe(Ⅱ)累積量]卻增加了6.43%～23.88%[30,33]，而本研究中還原容量卻降低了1.54%～5.98%；另外，Zn污染也抑制了CH4的產(chǎn)生，均說明Zn可能通過毒害微生物來抑制Fe(Ⅲ)還原。

光照條件有光合細(xì)菌參與下，F(xiàn)e(Ⅲ)還原產(chǎn)生的Fe(Ⅱ)可以發(fā)生再氧化[26]，本研究中重度Zn污染時Fe(Ⅱ)氧化依然可以發(fā)生，但Zn污染抑制了Fe(Ⅱ)氧化，可能原因：（1）Fe(Ⅲ)還原產(chǎn)生的Fe(Ⅱ)被化學(xué)氧化生成Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)混合鐵氧化物，其對Zn發(fā)生吸附或共沉淀作用，從而造成可被微生物氧化的Fe(Ⅱ)含量減少[34]；（2）Zn污染可能通過其對微生物的毒害作用[31]而抑制藍(lán)細(xì)菌、紫色非硫細(xì)菌[5]等參與的Fe(Ⅱ)氧化過程。

本研究結(jié)果表明，外源加入的Zn在土壤厭氧培養(yǎng)過程發(fā)生了形態(tài)轉(zhuǎn)化。避光淹水條件下模擬中度污染土壤Zn由弱酸提取態(tài)向可還原態(tài)轉(zhuǎn)變，弱酸提取態(tài)Zn含量降低了1 141.21 mg/kg，可還原態(tài)Zn含量增加了524.23 mg/kg。弱酸提取態(tài)Zn含量降低的原因可能是難溶于水的ZnCO3的形成，DTPA可提取Zn減少量與WSIC含量之間存在顯著的正相關(guān)關(guān)系也證明了該觀點(diǎn)?？蛇€原態(tài)Zn含量顯著增加則可能與外源Zn在避光淹水條件下被鐵還原過程形成的具有巨大比表面積的（水合）鐵（或亞鐵）氧化物[35-36]或者菱鐵礦（FeCO3等）[30,37-38]吸附固定有關(guān)。光照條件下Zn的形態(tài)也發(fā)生了改變，但變化幅度小于避光Fe(Ⅲ)還原過程。光照抑制了鐵氧化物的還原或者促使還原產(chǎn)生的Fe(Ⅱ)的氧化，從而減少了無定形鐵（亞鐵）氧化物和FeCO3的形成。Fe(Ⅱ)的氧化過程會消耗土壤中的WSIC[39]，抑制ZnCO3的形成，這可能是光照條件下DTPA可提取Zn減少比例顯著低于避光條件的主要原因。

鐵的氧化還原過程與土壤中水溶性碳含量的變化關(guān)系密切。有研究顯示，鐵還原過程伴隨有機(jī)碳的礦化，體系中Fe(Ⅱ)和WSIC之間存在正相關(guān)關(guān)系[7]。本研究培養(yǎng)結(jié)束后，避光條件下隨污染程度加深WSIC含量顯著增加、WSOC含量降低，表現(xiàn)為Zn污染促進(jìn)了有機(jī)碳的礦化，雖然污染程度間無顯著差異，但Zn污染也促進(jìn)CO2排放。然而，Zn污染抑制了鐵還原，這可能與重金屬污染能夠造成有機(jī)碳組分的變化，其使顆粒態(tài)有機(jī)碳（POC）含量增加從而使土壤有機(jī)碳變得易于分解和流失[40]有關(guān)，也可能與外源硫酸鹽促進(jìn)濕地有機(jī)碳礦化、增加有機(jī)碳累積礦化量[41]有關(guān)。另外，有研究表明，硫酸鹽可作為電子受體致使CH4在排放過程中被氧化為CO2[41-42]，本研究也發(fā)現(xiàn)，Zn污染后體系由產(chǎn)CH4向產(chǎn)CO2趨勢轉(zhuǎn)變。與避光不同，光照條件下可能由于有機(jī)碳礦化產(chǎn)生的無機(jī)碳經(jīng)光合細(xì)菌的光合作用產(chǎn)生了不溶于水的碳水化合物[7]，致使WSIC和CO2雖遠(yuǎn)低于培養(yǎng)前但WSOC未見增加。故而，Zn污染和共存的SO42-對鐵還原過程中有機(jī)碳礦化的相對貢獻(xiàn)仍需要進(jìn)一步采用ZnCl2或者Zn(NO3)2進(jìn)行研究。

綜上所述，Zn污染抑制水稻土淹水后鐵還原過程，表現(xiàn)為Zn污染降低了鐵還原的還原容量，且降幅隨污染程度而增加。Zn污染亦可抑制光照條件下淹水水稻土中Fe(Ⅱ)的氧化，F(xiàn)e(Ⅱ)氧化量由2.96 mg/g降低至0.91～1.71 mg/g，且降幅隨污染程度而增加。厭氧淹水過程促使外源加入的水溶態(tài)Zn向可還原態(tài)Zn轉(zhuǎn)化，避光條件有98.09%的外源加入的Zn可在30 d后轉(zhuǎn)化為DTPA所不能提取的Zn，縱使在光照條件下亦有85.21%的外源加入的Zn不能為DTPA所提取。