Zn污染对石灰性水稻土Fe氧化和还原的影响

范浩隆，王旭刚，2，孙丽蓉，赵 旭，郭大勇，石兆勇，3

（1.河南科技大学 农学院,河南 洛阳 471000；2.洛阳市植物营养与环境生态重点实验室,河南 洛阳 471000；3.洛阳市共生微生物与绿色发展重点实验室,河南 洛阳 471000）

铁是土壤中丰度最高的可变价过渡金属，主要以氧化物形态存在。在避光淹水条件下土壤中铁氧化物可以被微生物还原[1-3]，光照淹水条件下被还原的铁氧化物可在Fe(Ⅱ)氧化微生物的作用下发生再氧化[3-5]。铁的氧化还原影响土壤中许多重要元素的化学过程。铁的还原能通过产生可交换的Fe2+取代阳离子交换位点上的碱性阳离子，增加溶液中的阳离子浓度，从而释放土壤中闭蓄态的阳离子[6]。铁的氧化还原过程与土壤中的碳素转化也有密切关系，有研究表明，铁还原过程能促进有机碳的矿化，Fe(Ⅱ)氧化过程能同化固定无机碳[7-9]。铁的氧化还原过程不仅是一个价态变化的过程，还伴随着形态的转变，该过程影响土壤重金属的迁移转化，促使重金属形态发生转变[10-11]。

目前，土壤重金属污染越来越严重，其中，重金属Zn的点位超标率达0.9%[12]。土壤重金属污染直接影响粮食安全，并且产生一系列生态问题。目前，包括绿地[13]、土壤[14]、洼地[15]等都存在严重的Zn污染，其中，每年仅随农药进入农田土壤的Zn可达1 200 t[16-17]。土壤Zn含量过高可造成植物叶片失绿、植株矮小，并伴有老叶脱落等[18]，引起生产力降低及农产品安全隐患问题。然而，Zn污染土壤中铁氧化物的氧化还原过程、Zn的形态转化与铁氧化还原过程的关系尚不明晰。

铁氧化还原过程受许多因素影响，例如pH值[19]、温度[20]、光照[21]、电子穿梭体[22]等对铁氧化还原过程的影响已被广泛研究，而关于重金属对铁氧化还原过程的影响研究较少。鉴于此，通过外加Zn溶液模拟不同程度Zn污染，借助恒温厌氧泥浆培养试验，分析光照、避光条件下外加二乙基三胺五乙酸（DTPA）可提取Zn的含量及Zn形态的变化，以及不同Zn污染程度铁价态的动态变化过程，探索不同Zn污染程度对Fe(Ⅲ)还原和Fe(Ⅱ)氧化过程的影响及其与Zn形态转化的关系，以期对铁氧化还原过程有更深入了解。

1 材料和方法

1.1 供试土壤

供试水稻土采自河南省孟津县(34°48′21″N，112°39′51″E)，采样深度0～20 cm。土壤基本性质：pH值8.16、有 机 质（14.87±0.10）mg/g、全 氮（1.49±0.01）mg/g、全磷（1.03±0.05）mg/g、游离铁含量（10.24±0.67）mg/g、无定形铁含量（2.20±0.17）mg/g、阳离子交换量（14.95±0.29）cmol/kg。

1.2 试验方法

采用泥浆恒温厌氧培养方法，称取过1 mm筛并风干的土壤样品3.000 g若干份，分别置于10 mL的西林瓶中。根据Zn污染浓度梯度设置4个处理：（1）加入3 mL去离子水作为对照；（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。根据《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）[23]，在pH值＞7.5的情况下，根据单项污染指数法，处理（2）、（3）、（4）的土样单项污染指数分别为2.60、4.33、60.07，分别达到了轻度、中度、重度污染等级。

加入试剂后盖上橡皮塞，充氮5 min将空气排干净后加铝盖密封。每个处理各取出50%样品置于光照培养箱（宁波莱福，FPG3）（30±1）℃下以光照条件进行培养，50%样品置于隔水式恒温培养箱（上海博讯，GSP-9 270MBE）（30±1）℃下以避光条件进行培养。连续培养30 d，在培养过程中间隔取样测定Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)的变化。取样时将各处理从光照和避光培养箱中各取出1瓶摇匀，每次吸取0.4 mL泥浆加入装有4.6 mL 0.5 mol/L HCl的带盖聚乙烯管中称质量，（30±1）℃下浸提24 h。每个处理3次重复，将浸提液通过0.22μm滤膜后测定Fe（Ⅱ）和Fe（T）（土壤全铁）浓度。培养结束后测定顶空气体CO2和CH4含量，样品中水溶性碳、有效Zn含量。

1.3 分析指标和方法

土壤基本性质采用常规指标分析方法进行测定[24]；样品待测液中Fe(Ⅱ)采用邻菲罗啉比色法测定[24]；顶空气体CO2和CH4含量采用气相色谱仪（GC7900，上海天美，TCD检测器，载气H2，进样口温度110℃，柱温100℃，检测器温度150℃，桥电流90 mA）测定；水溶性碳采用总有机碳分析仪（岛津TOC-VCPH）测定[7]。样品用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℃条件下振荡2 h，立即过滤，滤液用原子吸收分光光度计测定Zn含量。采用修正BCR分级法提取测定样品中弱酸提取态Zn（0.11 mol/L CH3COOH）、可还原态Zn（0.5 mol/L NH2OH·HCl）[25]。

1.4 数据处理

图1水稻土厌氧培养过程中Fe（Ⅱ）含量Fig.1 Content of Fe（Ⅱ）in paddy soil during anaerobic incubation

采用参考文献[3]中方法计算铁还原潜势、速率常数、最大速率、最大速率出现时间及亚铁氧化过程的关键参数。DTPA可提取Zn含量减少的比值=（培养结束后DTPA可提取Zn含量-培养前DTPA可提取Zn含量）/培养前DTPA可提取Zn含量。采用Excel 2016和Origin 9.0分析处理数据。

2 结果与分析

2.1 水稻土厌氧培养过程Fe(Ⅱ)的动态变化

避光条件下，不同污染程度样品Fe(Ⅱ)含量随培养时间延长先快速增加后趋于平稳（图1A），符合Logistic方程（表1），表现为Fe(Ⅲ)氧化物的逐渐还原。Fe(Ⅲ)的还原容量介于9.75～10.37 mg/g，随污染程度加深，还原容量持续降低，轻度、中度、重度污染使还原容量较无污染分别降低1.54%、3.86%、5.98%。Fe(Ⅲ)还原的最大速率随污染程度加深呈下降趋势，重度污染土壤与未污染土壤相比，最大速率下降了12.77%。最大速率出现时间随污染程度加深显著推迟。污染程度对速率常数无显著影响，重度污染速率常数仅降低了11.11%。

表1 避光培养时铁还原过程Logistic模型拟合参数Tab.1 Logistic model fitting parameters in the process of iron reduction under dark incubation

光照条件下Fe(Ⅱ)含量随培养时间延长先增加后降低，培养前期表现为Fe(Ⅲ)氧化物的还原，培养后期表现为Fe(Ⅱ)的氧化（图1B）。由表2可知，光照培养前期还原过程最大Fe(Ⅱ)累积量随污染程度加深显著降低，重度污染土壤与未污染土壤相比，降幅达39.19%。光照培养后期氧化过程未污染土壤Fe(Ⅱ)氧化量为2.96 mg/g，污染后Fe(Ⅱ)氧化量降低至0.91～1.71 mg/g，Zn污染显著降低了Fe(Ⅱ)氧化量。Fe(Ⅱ)氧化速率、Fe(Ⅱ)氧化率均随污染程度加深显著降低，其最大降幅分别为63.64%和49.26%。

表2 光照培养时铁还原氧化过程的关键参数Tab.2 Key parameters of iron reduction oxidation process under illumination incubation

2.2 水稻土厌氧培养结束后Zn含量的变化

供试土壤样品DTPA可提取Zn含量为2.33 mg/kg，轻、中、重度污染后土壤DTPA可提取Zn含量分别为782.33、1 302.33、1 822.33 mg/kg。厌氧泥浆培养30 d后DTPA可提取Zn含量如图2所示，不管污染程度如何，光照培养后土壤DTPA可提取Zn含量显著高于避光培养。另外，从外源加入Zn在培养后可被DTPA提取的含量来看，轻、中、重度污染处理土壤DTPA可提取Zn含量避光培养后分别较培养前降低了97.42%、98.32%、98.53%，光照培养后分别较培养前降低了86.38%、84.27%、84.99%（图3）。可见，外源加入的Zn经过30 d培养后无法被DTPA完全提取。避光条件DTPA可提取Zn含量减少的比值平均为98.09%，而光照条件DTPA可提取Zn含量减少的比值平均为85.21%，避光条件DTPA不能提取的Zn含量比值显著高于光照，且该比例与污染程度无关。

图2 DTPA可提取Zn含量的变化Fig.2 Changes of DTPA extractable Zn concent

图3 DTPA可提取Zn含量减少的比值Fig.3 Proportion of Zn reductions of DTPA extractable Zn concent

2.3 水稻土厌氧培养结束后Zn形态的变化

以中度污染土壤为例分析培养结束后不同形态Zn含量的变化。培养结束后避光和光照条件下弱酸提取态Zn含量分别为161.12、213.82 mg/kg，意味着1 141.21 mg/kg和1 088.51 mg/kg的Zn不能被0.11 mol/L CH3COOH所提取（图4A）。培养结束后避光和光照条件可还原态Zn（0.5 mol/L NH2OH·HCl提取）含量分别增加了524.23、397.52 mg/kg（图4B）。就弱酸提取态Zn而言，培养结束后光照条件比避光条件高33.26%（图4A）；相反，可还原态Zn避光条件比光照条件高31.26%（图4B）。

图4 培养前后不同形态Zn含量变化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变化

未污染土壤水溶性无机碳（WSIC）含量在避光条件下培养30 d后显著增加了212.17 mg/kg（图5A），水溶性有机碳（WSOC）含量在避光条件下降低了140.05 mg/kg（图5B），表明有机碳可在淹水条件下被用作Fe(Ⅲ)还原过程的电子供体而转化为无机碳。避光培养结束Zn污染土壤WSIC含量显著高于未污染土壤，且WSIC含量随污染程度加深而增加，而WSOC含量较培养前显著降低，但与污染程度未见显著相关关系。光照培养不仅降低了土壤WSIC含量，而且降低了土壤WSOC含量。未污染土壤WSIC含量较培养前降低了9.42 mg/kg，Zn污染土壤WSIC含量较培养前降低了12.86～41.48 mg/kg；未污染土壤WSOC含量较培养前降低了118.75 mg/kg，Zn污染土壤WSOC含量较培养前降低了163.57～172.57 mg/kg，但污染程度之间无显著差异。通过对DTPA可提取Zn减少量与WSIC含量进行相关分析，发现避光条件DTPA提取Zn减少量与WSIC含量之间存在显著的正相关关系（R2=0.85,P＜0.05）（图6），而光照条件下两者间未见显著相关关系。

图5 不同Zn污染水平对培养前后水溶性碳含量的影响Fig.5 Effect of different Zn pollution levels on water-soluble carbon content before and after incubation

图6 避光条件DTPA可提取Zn减少量与WSIC含量相关性Fig.6 Correlation between reduction of DTPA extractable Zn and WSIC content under dark condition

2.5 不同Zn污染程度对CH 4和CO2产生量的影响

土壤遭受Zn污染后CH4产生量显著降低，且降幅随污染程度加深而显著增加。避光条件下，重度Zn污染土壤与未污染土壤相比，CH4产生量显著降低85.56%（图7A）。土壤遭受Zn污染后CO2产生量有所增加，但各污染水平之间CO2产生量差异不显著（图7B）。避光条件CH4和CO2的平均产生量比光照条件分别高16.93μmol/g和15.20μmol/g。从CH4和CO2的比值来看，系统有产CH4向产CO2转变的趋势。

图7 不同Zn污染程度对CH 4（A）、CO2（B）产生量的影响Fig.7 Effect of different Zn pollution levels on the yield of CH 4（A）and CO2（B）

3 结论与讨论

铁的还原与氧化过程包括没有微生物参与的化学过程以及有微生物参与的生物过程，而在土壤厌氧条件下，铁的氧化还原过程一般是由铁还原微生物和Fe(Ⅱ)氧化微生物直接或间接参与的氧化还原过程[1-4]。其中，主导Fe(Ⅱ)氧化的Fe(Ⅱ)氧化微生物包括硝酸盐还原铁氧化菌、不产氧光合细菌和产氧光合细菌[26-28]。本研究结果表明，土壤遭受Zn污染后Fe(Ⅲ)还原过程中还原容量、最大速率均与未污染土壤相比显著降低，可能是本研究外源添加的Zn为ZnSO4·7H2O，而SO42-为Fe(Ⅲ)的竞争电子受体，会影响Fe(Ⅲ)的还原。根据氧化还原电位顺序，在非生物条件下Fe(Ⅲ)和SO42-共同存在时Fe(Ⅲ)先被还原，但土壤微生物存在时Fe(Ⅲ)和SO42-可同时被微生物还原[29]。有研究表明，外源添加10～50 mmol/L硫酸钠使Fe(Ⅲ)还原速率常数降低40.1%左右，80 mmol/L硫酸钠使速率常数降低57.1%[30]。其次，铁氧化物对锌离子的吸附可能减少了铁氧化物与铁还原菌的接触，从而抑制了Fe(Ⅲ)的还原[31-32]。另外，Zn作为重金属可能影响微生物的繁育而影响铁还原[31]。本研究重度Zn污染试验设计中带入硫酸根浓度为6 mmol/L，但Fe(Ⅲ)还原速率常数仅降低了11.11%，低于此前报道的硫酸盐对铁还原速率常数的影响。有研究显示，虽然添加硫酸盐会降低Fe(Ⅲ)的还原速率和速率常数，但还原容量[Fe(Ⅱ)累积量]却增加了6.43%～23.88%[30,33]，而本研究中还原容量却降低了1.54%～5.98%；另外，Zn污染也抑制了CH4的产生，均说明Zn可能通过毒害微生物来抑制Fe(Ⅲ)还原。

光照条件有光合细菌参与下，Fe(Ⅲ)还原产生的Fe(Ⅱ)可以发生再氧化[26]，本研究中重度Zn污染时Fe(Ⅱ)氧化依然可以发生，但Zn污染抑制了Fe(Ⅱ)氧化，可能原因：（1）Fe(Ⅲ)还原产生的Fe(Ⅱ)被化学氧化生成Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)混合铁氧化物，其对Zn发生吸附或共沉淀作用，从而造成可被微生物氧化的Fe(Ⅱ)含量减少[34]；（2）Zn污染可能通过其对微生物的毒害作用[31]而抑制蓝细菌、紫色非硫细菌[5]等参与的Fe(Ⅱ)氧化过程。

本研究结果表明，外源加入的Zn在土壤厌氧培养过程发生了形态转化。避光淹水条件下模拟中度污染土壤Zn由弱酸提取态向可还原态转变，弱酸提取态Zn含量降低了1 141.21 mg/kg，可还原态Zn含量增加了524.23 mg/kg。弱酸提取态Zn含量降低的原因可能是难溶于水的ZnCO3的形成，DTPA可提取Zn减少量与WSIC含量之间存在显著的正相关关系也证明了该观点。可还原态Zn含量显著增加则可能与外源Zn在避光淹水条件下被铁还原过程形成的具有巨大比表面积的（水合）铁（或亚铁）氧化物[35-36]或者菱铁矿（FeCO3等）[30,37-38]吸附固定有关。光照条件下Zn的形态也发生了改变，但变化幅度小于避光Fe(Ⅲ)还原过程。光照抑制了铁氧化物的还原或者促使还原产生的Fe(Ⅱ)的氧化，从而减少了无定形铁（亚铁）氧化物和FeCO3的形成。Fe(Ⅱ)的氧化过程会消耗土壤中的WSIC[39]，抑制ZnCO3的形成，这可能是光照条件下DTPA可提取Zn减少比例显著低于避光条件的主要原因。

铁的氧化还原过程与土壤中水溶性碳含量的变化关系密切。有研究显示，铁还原过程伴随有机碳的矿化，体系中Fe(Ⅱ)和WSIC之间存在正相关关系[7]。本研究培养结束后，避光条件下随污染程度加深WSIC含量显著增加、WSOC含量降低，表现为Zn污染促进了有机碳的矿化，虽然污染程度间无显著差异，但Zn污染也促进CO2排放。然而，Zn污染抑制了铁还原，这可能与重金属污染能够造成有机碳组分的变化，其使颗粒态有机碳（POC）含量增加从而使土壤有机碳变得易于分解和流失[40]有关，也可能与外源硫酸盐促进湿地有机碳矿化、增加有机碳累积矿化量[41]有关。另外，有研究表明，硫酸盐可作为电子受体致使CH4在排放过程中被氧化为CO2[41-42]，本研究也发现，Zn污染后体系由产CH4向产CO2趋势转变。与避光不同，光照条件下可能由于有机碳矿化产生的无机碳经光合细菌的光合作用产生了不溶于水的碳水化合物[7]，致使WSIC和CO2虽远低于培养前但WSOC未见增加。故而，Zn污染和共存的SO42-对铁还原过程中有机碳矿化的相对贡献仍需要进一步采用ZnCl2或者Zn(NO3)2进行研究。

综上所述，Zn污染抑制水稻土淹水后铁还原过程，表现为Zn污染降低了铁还原的还原容量，且降幅随污染程度而增加。Zn污染亦可抑制光照条件下淹水水稻土中Fe(Ⅱ)的氧化，Fe(Ⅱ)氧化量由2.96 mg/g降低至0.91～1.71 mg/g，且降幅随污染程度而增加。厌氧淹水过程促使外源加入的水溶态Zn向可还原态Zn转化，避光条件有98.09%的外源加入的Zn可在30 d后转化为DTPA所不能提取的Zn，纵使在光照条件下亦有85.21%的外源加入的Zn不能为DTPA所提取。