光照和避光條件下石灰性水稻土Fe氧化還原與Cu活性關(guān)系研究

董樂恒 ，王旭剛，陳曼佳*，王子豪，孫麗蓉，石兆勇，吳琪琪

1.河南科技大學(xué)農(nóng)學(xué)院，河南 洛陽 471023；2.廣東省科學(xué)院生態(tài)環(huán)境與土壤研究所/華南土壤污染控制與修復(fù)國家地方聯(lián)合工程研究中心/廣東省農(nóng)業(yè)環(huán)境綜合治理重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東 廣州 510650

硫酸銅及其與石灰水混合物，是常見的高效殺菌劑，被長期應(yīng)用于果樹疾病的預(yù)防及治療（Favaro et al.，2017），水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)中車輪蟲、斜管蟲等寄生蟲的防治（Tavares-Dias，2021），稻田的除藻（Ohadi et al.，2021）等。硫酸銅的廣泛應(yīng)用，已導(dǎo)致土壤中 Cu積累，嚴(yán)重污染土壤（Santana，1994；Lamichhane et al.，2018；周會(huì)程等，2020）。全國土壤污染調(diào)查公報(bào)顯示（2014），中國耕地土壤重金屬污染嚴(yán)重，Cu的點(diǎn)位超標(biāo)率占2.1%，其中輕度、中度、重度污染分別占0.3%、0.15%、0.05%。Cu(Ⅱ)離子在土壤介質(zhì)中可與有機(jī)物、礦質(zhì)和微生物發(fā)生復(fù)雜的生物化學(xué)作用，使得重金屬的賦存形態(tài)發(fā)生改變（Kumpiene et al.，2008）。例如，調(diào)節(jié)土壤的pH和有機(jī)質(zhì)含量升高可使Cu(Ⅱ) 離子由水溶態(tài)和交換態(tài)向有機(jī)態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化（郝漢舟等，2010；劉勇等，2019）；土壤中加入鈍化劑如鉀長石、硫酸鈣、碳酸鈣等混合物能顯著降低弱酸提取態(tài)Cu含量（朱先強(qiáng)等，2017）。

Fe是土壤中豐度最高的可變價(jià)過渡金屬元素，具有較強(qiáng)的地球化學(xué)活性，是土壤中重要的吸附劑和氧化還原劑，可直接影響重金屬的鈍化、固定等環(huán)境行為。在淹水厭氧條件下，土壤中的Fe(Ⅲ) 可在微生物的作用下被還原為Fe(Ⅱ)（Lovley et al.，2004；Weber et al.，2006；馬小蘭等，2012），異化鐵還原菌是主要的鐵還原轉(zhuǎn)化媒介；在此Fe(Ⅲ) 還原過程中，鐵還原菌以土壤中有機(jī)物為電子供體，以鐵氧化物中Fe(Ⅲ) 為電子受體，使土壤中含鐵礦物溶解，晶相穩(wěn)定、結(jié)晶度高的鐵氧化物發(fā)生異化還原反應(yīng)，并重新組合形成結(jié)晶度低或無定型的鐵氧化物（Kappler，2005），而原本被吸附或共沉淀的重金屬隨著礦物的溶解而被釋放（Frierdich et al.，2011；Bingjie et al.，2014）。同時(shí)，厭氧條件下，鐵氧化菌均能使 Fe(Ⅱ) 氧化為 Fe(Ⅲ)（Schnell et al.，1993）。在 Fe(Ⅱ) 氧化過程中，鐵氧化菌能以還原性Fe(Ⅱ) 為電子供體，以胞外氧化性物質(zhì)為末端電子受體，通過氧化Fe(Ⅱ) 偶聯(lián)電子受體還原，從這一過程中貯存生命活動(dòng)所需的能量（Neubauer et al.，2002），F(xiàn)e(Ⅱ) 被氧化生成具有良好吸附性的鐵（氫）氧化物，如水鐵礦、針鐵礦、菱鐵礦和赤鐵礦等，原本被吸附在礦物表面的重金屬在二次礦物形成的過程中被固定在結(jié)晶度更高的鐵礦物中，從而影響重金屬的形態(tài)和歸趨（Latta et al.，2012）。

研究表明，Cu在土壤中的環(huán)境行為涉及一系列的氧化還原反應(yīng)，尤其與土壤中Fe的氧化還原循環(huán)過程密切相關(guān)（Davranche et al.，2000；Balint et al.，2015）。Matocha et al.（2005）研究發(fā)現(xiàn)，厭氧酸性條件下，Cu(Ⅱ) 可被 Fe(Ⅱ) 還原成 Cu。Balint et al.（2015）研究不同氧化還原條件下土壤中Cu活性發(fā)現(xiàn)，交替的氧化還原條件會(huì)促使Fe、Mn和有機(jī)質(zhì)的氧化還原過程，從而進(jìn)一步影響Cu在土壤中的遷移轉(zhuǎn)化；在有氧條件下，鐵錳氧化物的還原溶解再沉淀有利于Cu的釋放和遷移。由此可知，土壤中Fe的氧化還原必然會(huì)影響重金屬Cu的環(huán)境行為。

在稻田生態(tài)系統(tǒng)中，光照和避光條件對(duì)土壤氧化體系起重要的影響，如與水生生態(tài)系統(tǒng)相關(guān)的光合微生物在光照條件下的產(chǎn)氧過程會(huì)使 Fe(Ⅱ) 氧化（孫麗蓉等，2008），從而對(duì)重金屬的形態(tài)產(chǎn)生影響。石灰性水稻土作為中國北方重點(diǎn)的土壤類型（Shen et al.，2004），目前關(guān)于光照和避光條件下，其Fe的氧化還原過程及其與Cu的活性及形態(tài)關(guān)系仍缺乏系統(tǒng)性的研究。因此，本研究通過模擬不同Cu污染程度（輕、中、重度）土壤，構(gòu)建恒溫厭氧泥漿培養(yǎng)試驗(yàn)體系，分析避光和光照條件下的Fe的氧化還原轉(zhuǎn)化動(dòng)力學(xué)和Cu的活性和形態(tài)的變化，以及C轉(zhuǎn)化，探索Fe的氧化還原耦合Cu轉(zhuǎn)化的行為機(jī)制，為石灰性土壤中重金屬的環(huán)境行為提供基礎(chǔ)理論支撐。

1 材料與方法

1.1 供試樣品

供試樣品為石灰性水稻土，采自河南省孟津縣（34°48′21″N，112°39′51″E），按多點(diǎn)采樣的方式采集深度為 0—15 cm的土壤，土壤樣品在實(shí)驗(yàn)室自然風(fēng)干后，去除動(dòng)植物殘?bào)w，過0.850 mm篩。供試土壤的理化性質(zhì)采用常規(guī)指標(biāo)分析方法進(jìn)行測(cè)試（魯如坤，1999）：pH 8.16±0.08，有機(jī)質(zhì) (14.87±0.10)mg·g-1，全氮 (1.49±0.01) mg·g-1，全磷 (1.03±0.05)mg·g-1，游離鐵 (10.24±0.67) mg·g-1，無定形鐵(2.20±0.17) mg·g-1，陽離子交換量 (14.95±0.29)cmol·kg-1。

Cu污染土壤制備：依據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)分析》，當(dāng)pH＞7.5時(shí)，Cu的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值（Sip）為100 mg·kg-1。運(yùn)用單項(xiàng)污染指數(shù)法對(duì)土壤中Cu污染的嚴(yán)重程度進(jìn)行評(píng)價(jià)，計(jì)算公式為：

式中：

Pip——土壤中污染物的單項(xiàng)污染指數(shù)；

Ci——調(diào)查點(diǎn)位土壤中污染物的實(shí)測(cè)濃度；

Sip——污染物i的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值。當(dāng)Pip≤1時(shí)，污染評(píng)價(jià)為無污染；1＜Pip≤2 為輕微污染；2＜Pip≤3 為輕度污染；3＜Pip≤5為中度污染；Pip＞5為重度污染。因此，將所采集的土壤樣品，通過外加CuSO4·5H2O溶液制備輕、中、重度污染土壤，其污染物質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為 256、384、512 mg·kg-1，其Pip分別為 2.56、3.84、5.12。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本試驗(yàn)為泥漿恒溫厭氧培養(yǎng)。按照1∶1的水土比稱取3.00 g風(fēng)干土樣于10 mL西林瓶中，然后加入3 mL不同濃度的CuSO4·5H2O溶液或超純水，分別配成Cu2+質(zhì)量分?jǐn)?shù)為256 mg·kg-1（輕度污染）、384 mg·kg-1（中度污染）和 512 mg·kg-1（重度污染）的污染土壤樣品以及空白對(duì)照樣品，共254個(gè)，蓋上橡膠塞，用高純氮?dú)獬錃?0 min，加鋁蓋密封，最后將1/2樣品用錫紙包裹后放置于隔水式恒溫培養(yǎng)箱[ (30±1) ℃]中避光培養(yǎng)，另外 1/2樣品放置于光照培養(yǎng)箱[(30±1) ℃]中光照培養(yǎng)。每隔一段時(shí)間進(jìn)行取樣，測(cè)定樣品中可浸提態(tài)Fe(II) 和不同活性Cu。本實(shí)驗(yàn)采用破壞性采樣，每個(gè)樣品設(shè)置3個(gè)重復(fù)，文中所示數(shù)據(jù)均為數(shù)據(jù)平均值。

1.3 分析方法

可浸提態(tài) Fe(II) 樣品按照培養(yǎng)設(shè)定的時(shí)間分別在第1、2、3、5、7、9、12、15、20、25、30 天進(jìn)行取樣，取出樣品充分搖勻后吸取0.4 mL泥漿于10 mL離心管中，加入4.6 mL 0.5 mol·L-1HCl，充分搖勻后放入隔水式恒溫培養(yǎng)箱 [(30±1) ℃]中浸提24 h，浸提液使用 0.22 μm 濾膜過濾后采用鄰菲羅啉比色法進(jìn)行測(cè)定。采用0.5 mol·L-1HCl和DTPA溶液對(duì)第30天樣品進(jìn)行提取，分析體系中活性Cu的含量（Maiz et al.，2000）；同時(shí)，利用修正BCR提取分析體系中不同形態(tài)（包括弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)）Cu的含量（Rauret et al.，1999）；Cu的濃度用原子吸收分光光度法進(jìn)行測(cè)定。溶液中可溶性碳以超純水及按V(water):m(soil)=1∶5的比例浸提，TOC分析儀（孫麗蓉等，2013）（島津 TOC-VCPH，N2載氣 150 mL·min-1，680 ℃催化燃燒，非色散紅外檢測(cè)）測(cè)定。

重金屬Cu的BCR法提取及分析：培養(yǎng)結(jié)束后將反應(yīng)樣品充分搖勻，吸取2 mL泥漿于50 mL離心管中，取1.00 g風(fēng)干土樣于50 mL離心管中作空白對(duì)照。（1）弱酸提取態(tài)：向裝有樣品的50 mL離心管加入40 mL 0.1 mol·L-1HOAc溶液，在恒溫振蕩器中以 (22±0.5) ℃的溫度振蕩16 h，將振蕩完成后的樣品以3000 r·min-1離心20 min，收集其上清液測(cè)定弱酸提取態(tài) Cu的濃度。（2）可還原態(tài)：向上一步離心后剩余的固體中加入40 mL 0.5 mol·L-1NH4OH·HCl溶液，用硝酸調(diào)其pH至1.5，然后在恒溫振蕩器中以 (22±0.5) ℃的溫度振蕩16 h，將振蕩完成后的樣品以3000 r·min-1離心20 min，收集其上清液測(cè)定可還原態(tài)Cu的濃度。（3）可氧化態(tài)：向上一步離心后剩余的固體中加入10 mL H2O2（pH為2—3），充分搖勻后靜置1 h，隨后在 (85±2) ℃水浴鍋中水浴1 h，再加入10 mL H2O2于 (85±2) ℃水浴1 h，然后加入50 mL 1 mol·L-1NH4OAc溶液，在恒溫振蕩器中以 (22±0.5) ℃的溫度振蕩16 h，將振蕩完成后的樣品以3000 r·min-1離心20 min。收集其上清液測(cè)定可氧化態(tài)Cu的濃度。

1.4 數(shù)據(jù)處理

避光條件下，F(xiàn)e(Ⅲ) 還原過程采用 Logistic方程進(jìn)行擬合（王旭剛等，2018）：

其中：

a——鐵還原容量；

b——一個(gè)擬合參數(shù)；

k——異化鐵還原速率；

Ct——體系中t時(shí)刻體系中可浸提態(tài)Fe(Ⅱ) 的含量，F(xiàn)e(Ⅲ) 最大還原速率μmax=0.25ak。

光照條件下，F(xiàn)e(Ⅱ) 的氧化率為 Fe(II) 的氧化量與 Fe(Ⅱ) 最大積累量之商。其中，F(xiàn)e(II) 的氧化量為 Fe(Ⅱ) 最大積累量與培養(yǎng)結(jié)束后 Fe(Ⅱ) 積累量之差；Fe(Ⅱ) 最大積累量為在所擬定的采樣時(shí)間內(nèi)測(cè)得的Fe(Ⅱ) 最大值。

數(shù)據(jù)應(yīng)用Microsoft Excel 2016和Origin 9.0進(jìn)行分析處理；應(yīng)用SPSS 20.0進(jìn)行方差分析，其中字母 a、b、c表示不同處理間差異達(dá)到顯著水平（P＜0.05）。

2 結(jié)果

2.1 Fe的氧化還原動(dòng)力學(xué)

對(duì)不同培養(yǎng)條件下，石灰性土壤中Fe的氧化還原過程中可浸提態(tài) Fe(Ⅱ) 的含量進(jìn)行檢測(cè)分析（圖1）。由圖1a可知，避光培養(yǎng)條件下，不同Cu污染程度石灰性土壤中 Fe的氧化還原過程主要表現(xiàn)為Fe(Ⅲ) 的還原，所有處理中可浸提態(tài) Fe(Ⅱ) 含量均隨反應(yīng)進(jìn)行呈先快速增加后趨于平穩(wěn)。在反應(yīng) 30 d后，對(duì)照土壤中生成了9.48 mg·g-1可浸提態(tài)Fe(Ⅱ)；當(dāng)土壤受到Cu污染時(shí)，可浸提態(tài)Fe(Ⅱ) 的產(chǎn)生量未受到顯著影響，其質(zhì)量分?jǐn)?shù)介于9.78—10.84 mg·g-1。此外，可浸提態(tài) Fe(Ⅱ) 的動(dòng)力學(xué)曲線符合微生物生長曲線Logistic方程，各參數(shù)如表1所示。由表可知，原始空白對(duì)照土壤中，F(xiàn)e(Ⅲ) 最大還原速率為0.57 mg·g-1·d-1；隨著 Cu污染程度的加深，土壤中Fe(Ⅲ) 的最大還原速率受到不同程度的抑制，輕、中和重度 Cu污染土壤的最大 Fe(Ⅲ) 還原速率分別下降到 0.50、0.47、0.39 mg·g-1·d-1，與空白對(duì)照相比，分別下降了12.28%、17.54%和31.58%。

圖1 避光（a）和光照（b）條件下0.5 mol·L-1可浸提態(tài)Fe(Ⅱ)含量的變化Figure 1 Change of 0.5 mol·L-1 extracted Fe(II) concentration during incubation under dark (a)and light (b) conditions

表1 避光培養(yǎng)鐵還原過程Logistic方程擬合參數(shù)Table 1 Fitting parameters of logistic equation for iron reduction under dark condition

光照培養(yǎng)條件下，不同污染程度土壤樣品的可浸提態(tài) Fe(Ⅱ) 含量則隨反應(yīng)進(jìn)行呈現(xiàn)先增加后降低趨于平穩(wěn)的趨勢(shì)（圖1b）。對(duì)照處理中，反應(yīng)前3天表現(xiàn)為Fe(Ⅲ) 的還原，可浸提態(tài)Fe(Ⅱ) 的產(chǎn)生量為 7.68 mg·g-1，反應(yīng) 30 d 后下降為 4.72 mg·g-1，F(xiàn)e(Ⅱ) 的氧化率為38.5%。當(dāng)土壤受到Cu污染時(shí)，其Fe(Ⅱ) 氧化開始時(shí)間推后至反應(yīng)第5天；輕、中、重度Cu污染處理下，可浸提態(tài)Fe(Ⅱ) 的產(chǎn)生量分別為 7.35、6.92、6.47 mg·g-1；反應(yīng) 30 d 后分別下降為 6.06、5.58、5.33 mg·g-1，F(xiàn)e(Ⅱ) 的氧化率分別為17.6%，19.4%、17.6%。由此可見，Cu污染可影響土壤的氧化還原過程，與對(duì)照處理相比，抑制了Fe(Ⅱ) 氧化的過程，但不同Cu污染程度處理之間，F(xiàn)e(Ⅱ) 氧化率未有顯著性差異。

2.2 反應(yīng)前后水溶性碳轉(zhuǎn)化

微生物是鐵氧化還原循環(huán)過程的主要驅(qū)動(dòng)力，小分子有機(jī)碳和無機(jī)碳分別是鐵還原和鐵氧化菌生長的關(guān)鍵因子，為此，本研究同時(shí)分析了反應(yīng)前后水溶性碳含量的變化（圖2）。原始土壤樣品的水溶性無機(jī)碳（WSIC）和有機(jī)碳（WSOC）分別為88.98、258.3 mg·g-1。避光反應(yīng) 30 d，無機(jī)碳含量提高到301.15—316.5 mg·g-1，有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)則降低為111.5—119.25 mg·g-1。而光照條件反應(yīng)30 d后，無機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)下降到79.56—100.84 mg·g-1，但與反應(yīng)前相比，未有顯著差異；而有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)則顯著降低到 77.07—139.55 mg·g-1。

圖2 水溶性無機(jī)碳和有機(jī)碳含量的變化Figure 2 Changes in water-soluble inorganic and organic carbon concentration

2.3 Cu的活性變化

為研究石灰性水稻土鐵氧化還原過程中Cu的活性以及形態(tài)轉(zhuǎn)化行為，本研究分析了反應(yīng)前后土壤中0.5 mol·L-1HCl溶液和DTPA提取態(tài)Cu，以考察Cu的活性。反應(yīng)前，空白對(duì)照和輕、中、重度Cu污染土壤中0.5 mol·L-1HCl溶液可提取態(tài)Cu質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為 11.70、267.70、395.70、523.70 mg·kg-1，DTPA可提取態(tài)Cu質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為5.43、261.43、389.43、517.43 mg·kg-1。外加的 Cu(Ⅱ) 均以活性Cu形式存在于土壤中。培養(yǎng)30 d后，各處理Cu含量如（圖3）所示。無論避光與否，對(duì)照處理中，Cu的活性基本未發(fā)生變化。避光條件下，輕、中、重度Cu污染處理中，0.5 mol·L-1HCl溶液可提取態(tài) Cu質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別下降到 0.96、1.29、0.99 mg·kg-1，下降比例高達(dá) 99.6%以上（圖3a）。光照條件下，0.5 mol·L-1HCl溶液可提取態(tài)Cu也有一定程度的下降，分別下降到 193.3、292.5、403.5 mg·kg-1，降幅為23%—27.8%（圖3a）。類似地，反應(yīng)30 d后，體系中DTPA提取態(tài)Cu呈現(xiàn)下降趨勢(shì)（圖3b）。避光條件下，輕、中、重度Cu污染處理中，DTPA提取態(tài) Cu分別下降到 10.29、13.92、15.67 mg·kg-1，下降比例高達(dá)96.1%（圖3a）。光照條件下則分別下降到 66.75、95.75、121.8 mg·kg-1，降幅達(dá)74.5%以上（圖3b）。由此可見，反應(yīng)30 d后，尤其是避光條件下，土壤中有效態(tài)Cu活性均降低，大部分游離態(tài)Cu轉(zhuǎn)化為低活性Cu。

圖3 培養(yǎng)結(jié)束各處理Cu含量Figure 3 Cu concentration of each treatment at the end of incubation

為進(jìn)一步分析 Cu在體系中的轉(zhuǎn)化，本研究以中度Cu污染為例，繼續(xù)分析了弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)Cu的含量（圖4）。培養(yǎng)前中度污染土壤樣品中，弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)Cu質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為 384.64、6.66、5.29 mg·kg-1。反應(yīng) 30 d后，避光條件下，基本不存在弱酸提取態(tài)Cu，可還原態(tài)Cu和可氧化態(tài)Cu質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別從6.66、5.29 mg·kg-1升高為 209.9、138.2 mg·kg-1，分別增長了30.5倍和25.1倍。光照條件下，弱酸提取態(tài)Cu質(zhì)量分?jǐn)?shù)為21.2 mg·kg-1，與培養(yǎng)前相比下降了94.5%，可還原態(tài)Cu和可氧化態(tài)Cu質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別 198.9 mg·kg-1和 127.0 mg·kg-1，分別增長了28.9倍和18.3倍。由此可見，無論是避光培養(yǎng)還是光照培養(yǎng)均能促進(jìn)弱酸提取態(tài)Cu向可還原態(tài)和可氧化態(tài)Cu轉(zhuǎn)變，降低土壤中Cu活性，且避光條件下效果更加顯著。

圖4 中度Cu污染土壤培養(yǎng)30 d后不同形態(tài)Cu含量Figure 4 Cu concentration of different forms in medium polluted soil after incubation 30 days

3 討論

3.1 鐵氧化還原過程對(duì)Cu活性的影響

土壤中 Fe的氧化還原過程對(duì)重金屬的形態(tài)轉(zhuǎn)化以及有效性有著重要的影響，已有研究表明，在鐵還原過程中，鐵還原微生物能夠通過自身的代謝活動(dòng)，將（類）金屬如As、Mn、Cr等作為電子受體（供體）從而改變其價(jià)態(tài)（王春等，2020；錢子妍等，2021）。在本實(shí)驗(yàn)中，F(xiàn)e的氧化還原過程對(duì)Cu的活性有著重要的影響。通過對(duì)DTPA可提取態(tài)Cu的減少量以及HCl可提取態(tài)Cu的減少量與Fe(Ⅲ) 的最大還原容量進(jìn)行相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)，其二者與鐵的還原容量之間存在著顯著的正相關(guān)關(guān)系（圖 5），其原因可能在于，隨著 Fe(Ⅲ) 被還原為Fe(Ⅱ)，F(xiàn)e(Ⅱ) 與鐵氧化物形成配體，具有很強(qiáng)大的吸附性（Tessier et al.，1996），從而吸附Cu(Ⅱ)，降低其活性；同時(shí)，F(xiàn)e(Ⅱ) 可與Cu(Ⅱ) 發(fā)生交互反應(yīng)，促使Cu的老化（Tao et al.，2017）。Cu由活性狀態(tài)向可氧化態(tài)和可還原態(tài)轉(zhuǎn)變（圖3—4）。此外，我們發(fā)現(xiàn)在此過程中，體系中水溶性無機(jī)碳的增加量與DTPA可提取Cu的減少量以及HCl可提取Cu的減少量之間存在極顯著的正相關(guān)關(guān)系（圖5）。眾所周知，微生物介導(dǎo)的異化鐵還原過程中，微生物能以水溶性有機(jī)碳為電子供體，產(chǎn)生水溶性無機(jī)碳，可與土壤中Cu(Ⅱ) 結(jié)合，生成難溶的CuCO3，從而降低了Cu的活性。在本試驗(yàn)中，光照條件下Cu的活性降低量低于避光條件下，且光照條件可還原態(tài)Cu和可氧化態(tài) Cu分別比避光條件少 5.25%和8.10%，這可能是由于，在光照培養(yǎng)后期，光合細(xì)菌如藍(lán)藻等以光照為能量來源，水溶性無機(jī)碳為電子受體，從而限制了CuCO3的形成，抑制Cu活性的降低。

圖5 Cu活性與鐵最大還原容量和水溶性無機(jī)碳（WSIC）增加量相關(guān)性Figure 5 Correlation between Cu activity and iron max reduction capacity and increase of water-soluble inorganic carbon (WSIC)

3.2 避光/光照條件 Cu污染程度對(duì)鐵氧化還原的影響

Fe的氧化還原過程既包含微生物參與的過程，也包含化學(xué)過程。已有的研究表明，淹水條件下，土壤的鐵還原過程由微生物介導(dǎo)的異化鐵還原過程起主導(dǎo)作用（徐麗娜等，2009）。

避光厭氧條件下，異化鐵還原微生物能以水溶性有機(jī)碳為電子供體，F(xiàn)e(Ⅲ) 氧化物為電子受體傳遞電子，使得Fe(Ⅱ) 含量隨培養(yǎng)時(shí)間的增加而逐漸增加，最終趨于穩(wěn)定（圖1a），同時(shí)促進(jìn)了有機(jī)碳的礦化，培養(yǎng)30 d后土壤中水溶性有機(jī)碳含量降低了53.8%—56.8%，水溶性無機(jī)碳含量增加了2.4—2.6倍（圖2）。當(dāng)土壤中受到Cu污染時(shí)，土壤Fe(Ⅲ)的最大還原速率受到一定程度的抑制（表 1），對(duì)Fe(Ⅲ) 的最大還原速率與 Cu的污染程度的相關(guān)性進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，石灰性土壤的最大鐵還原速率與土壤中Cu的含量之間存在著顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系（r2=0.904，P=0.044）（圖6）。本實(shí)驗(yàn)中，F(xiàn)e的氧化還原過程由微生物起主導(dǎo)作用，與微生物尤其是鐵氧化/還原菌活性密切相關(guān)。然而 Cu(Ⅱ) 可以通過與細(xì)胞內(nèi)的酶結(jié)合使細(xì)胞失活，有研究表明，土壤中微生物生物量氮和碳與有效銅含量呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（王秀麗等，2002）。Cu(Ⅱ) 添加量在50 mg·kg-1時(shí)會(huì)對(duì)土壤微生物活性產(chǎn)生抑制作用（吳春艷等，2006），在400 mg·kg-1時(shí)對(duì)土壤微生物產(chǎn)生顯著毒害作用（王靜等，2010）。本實(shí)驗(yàn)中，外源添加 Cu(Ⅱ) 含量在 65—130 mg·kg-1之間，隨著Cu污染程度的加深，對(duì)鐵還原微生物的毒害增強(qiáng)，從而在一定程度上抑制了Fe(Ⅲ) 的還原。其次，外加的Cu(Ⅱ) 可吸附在鐵氧化物表面，阻礙了鐵還原微生物與鐵氧化物的直接接觸，抑制了Fe(Ⅲ) 還原過程，從而導(dǎo)致Fe(Ⅲ) 的最大還原速率隨著Cu污染程度的增加而逐漸減小。

圖6 Cu添加量和最大還原速率相關(guān)性Figure 6 Maximum reduction rate Cu content is correlated with maximum reduction rate

光照厭氧條件下，不同程度Cu污染均表現(xiàn)為培養(yǎng)前期可浸提態(tài)Fe(Ⅱ) 含量逐漸增加，而隨著培養(yǎng)的進(jìn)行，被還原的Fe(Ⅱ) 再次被氧化；然而隨著Cu污染程度的加深，F(xiàn)e(Ⅱ) 的氧化率逐漸降低，研究表明，光照厭氧條件下，F(xiàn)e(Ⅱ) 的氧化主要是由于土壤中的微生物作用而導(dǎo)致的，如土壤中存在藍(lán)細(xì)菌等光合產(chǎn)氧菌，其在光照條件下，能產(chǎn)生氧氣，從而導(dǎo)致Fe(Ⅱ) 的直接氧化（孫麗蓉等，2013），因此，隨著Cu污染程度的加深，抑制了Fe(Ⅱ) 的氧化過程，此外，光照培養(yǎng)結(jié)束后，體系中水溶性有機(jī)碳含量顯著降低，而水溶性無機(jī)碳含量與培養(yǎng)前無顯著變化。Wang et al.（2002）研究石灰性水稻土光照條件下培養(yǎng)30 d后發(fā)現(xiàn)，體系有機(jī)碳含量降低，藍(lán)藻的相對(duì)豐度從2.8%增加到11.7%。由此推測(cè)，在本研究中，在Fe(Ⅱ) 氧化過程中，光合細(xì)菌以水溶性有機(jī)碳為電子受體，F(xiàn)e(Ⅱ) 氧化物為電子供體傳遞電子，消耗了水溶性無機(jī)碳。

4 結(jié)論

本研究通過對(duì)不同Cu污染程度石灰性土壤中Fe的氧化還原過程及Cu的活性進(jìn)行系統(tǒng)性研究，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，避光條件下，石灰性土壤主要發(fā)生異化鐵還原過程；而在光照條件下，先發(fā)生鐵還原，后發(fā)生鐵氧化的過程；鐵還原/氧化菌是介導(dǎo)土壤鐵氧化還原過程的主要驅(qū)動(dòng)力。不同程度Cu污染均會(huì)對(duì)Fe的氧化還原過程產(chǎn)生抑制作用且隨著Cu污染程度的加深，抑制作用逐漸增強(qiáng)；Fe的氧化還原過程亦能夠促進(jìn)土壤中Cu由弱酸提取態(tài)向可還原態(tài)和可氧化態(tài)轉(zhuǎn)變，降低土壤中Cu的活性。