1 引言(Introduction)

铁的地球化学丰度为5.1%(朱永官等, 2014), 是中国南方酸性土壤中重要的氧化还原元素(胡敏等, 2014).矿物态是铁在土壤中的主要存在形态, 主要包括氢氧化铁(无定形氢氧化铁Fe(OH)₃(amorp)、土壤氢氧化铁Fe(OH)₃(soil))、三氧化二铁(磁赤铁矿γ-Fe₂O₃、赤铁矿α-Fe₂O₃)、羟基氧化铁(纤铁矿γ-FeOOH、针铁矿α-FeOOH)和四氧化三铁(磁铁矿Fe₃O₄、无定形四氧化三铁Fe₃O₄(amorp))等(Lindsay, 1979；Brennan et al., 1998).当土壤由氧化状态向还原状态转变时, 这些铁矿物会消耗电子(e^-)和质子(H⁺)发生还原反应, 铁由三价铁(Fe^Ⅲ)被还原为二价铁(Fe^Ⅱ).以Fe(OH)₃(amorp)为例(Lindsay, 1979), 反应如式(1)所示.基于该化学方程式, 可以得到方程式(2).

(1)

(2)

依据此方程, 以pe+pH(e^-活度的负对数值与H⁺活度的负对数值之和)为横轴, lg([Fe²⁺])+2pH(其中, lg([Fe²⁺])表示Fe²⁺活度的对数值, 下同)为纵轴即可得到Fe(OH)₃(amorp)发生还原溶解时的热力学平衡线.反之, 通过lg([Fe²⁺])+2pH与pe+pH的线性关系, 即可判定发生还原溶解的铁矿物(Lindsay et al., 1983).Brennan和Lindsay(1996)研究表明, 随着土壤悬液的pe+pH值由14.00下降至7.00, Fe(OH)₃(amorp)的还原溶解控制着Fe^Ⅱ的溶解度.Li等(2010)也曾报道, 当土壤悬液的pe+pH值由9.58下降至8.60时, Fe^Ⅱ的溶解度由Fe₃O₄控制；由8.28下降至7.52时, Fe^Ⅱ的溶解度则转由γ-Fe₂O₃控制.

铁的氧化还原过程与氮的形态转化关系密切(Li et al., 2012；Melton et al., 2014；吴金水等, 2015).首先, 硝酸根(NO₃^-)的标准生成吉布斯自由能(ΔG_f^o)(-26.64 kcal·mol^-1)明显低于Fe^Ⅲ(-4.02 kcal·mol^-1)(Lindsay, 1979), 因此, NO₃^-优先对e^-的消耗会抑制Fe^Ⅲ的还原(Craig Cooper et al., 2003).其次, NO₃^-还原与Fe^Ⅱ氧化可以通过化学反硝化过程(Zhu-Barker et al., 2015)和NO₃^-依赖的厌氧铁氧化过程(Microbial NO₃^--dependent Fe^Ⅱ oxidation, NDFO)(Picardal, 2012；Li et al., 2016)耦合在一起, NO₃^-被还原为氮气(N₂)、亚硝酸根(NO₂^-)、氧化亚氮(N₂O)或者铵根(NH₄⁺).第三, NO₂^-还原通过化学反硝化过程与Fe^Ⅱ氧化耦合, N₂O作为NO₂^-还原的最终产物(Camille Jones et al., 2015).最后, NH₄⁺氧化与Fe^Ⅲ还原在微生物作用下发生耦合(Anaerobic NH₄⁺ oxidation coupled to Fe^Ⅲ reduction, Feammox), NH₄⁺被最终氧化为N₂、NO₂^-或NO₃^-(Yang et al., 2012；Ding et al., 2014；Zhou et al., 2016).

研究表明, 铁氧化还原过程不仅可以释放原先吸附于铁矿物表面的镉离子(Cd²⁺)而增强其活性(Li et al., 2010；Fulda et al., 2013), 而且还可以通过提高土壤固相表面负电荷数量(李义纯等, 2009), 改变自身无定形或晶形结构(Muehe et al., 2013a), 以及与溶液中的Cd²⁺或离子团发生共沉淀(Khaokaew et al., 2011；Muehe et al., 2013b)降低Cd的活性.同时, NO₃^-会通过提高土壤溶液离子强度来增大Cd²⁺与盐基离子对土壤固相表面吸附位点竞争的可能性, 促进水稻土对Cd的解吸(Akahane et al., 2010)；NH₄⁺与Cd²⁺对土壤固相表面吸附位点的竞争, 也会使Cd的活性增大(Mitchell et al., 2000).既然水稻土中Cd的活性分别与铁和氮的地球化学行为有密切关系, 并且还原条件下铁氧化还原和氮循环紧密地耦合在一起, 那么水稻土中铁-氮循环耦合体系势必对Cd的活性产生影响.目前, 关于铁-氮循环耦合体系对Cd活性影响的研究尚鲜见报道.为此, 本研究在南方典型Cd污染农田区域采集水稻土, 采用室内淹水培养试验, 研究NO₃^-、NH₄⁺处理条件下, 铁氧化还原与氮形态转化之间的耦合关系, 以及其对Cd活性影响的机理, 以期为丰富和拓展水稻土中Cd的生物地球化学理论, 也为南方Cd污染农田的修复与治理提供科学依据.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 供试土壤及化学性质

供试土壤采自广东省韶关市仁化县董塘镇周边水稻田土壤表层(0~20 cm).土样采集后, 自然风干后进行磨细、过尼龙筛(筛孔直径为0.84 mm)处理, 随后用聚乙烯材质自封袋盛装，避光保存、备用.土样的pH=5.08±0.01, 有机质含量为2.19%±0.01%, 阳离子交换量为(8.05±0.21) cmol·kg^-1, 粘粒(＜0.002 mm)含量为11.00%, 无定形铁含量为(1.45±0.08) g·kg^-1, 游离铁(DCB浸提法)含量为(14.28±1.14) g·kg^-1, 总铁含量为3.87%±0.15%, 全氮含量为(1.54±0.02) g·kg^-1, 水解性氮含量为(175.77±1.57) mg·kg^-1, 总Cd含量为(2.86±0.06) mg·kg^-1.

2.2 试验设计

准确称取5.00 g土样于25 mL西林瓶中, 然后将西林瓶移入手套箱(事先充满纯度为99.999%的氩气).在手套箱中, 先往每个西林瓶中加入15 mL 0.07%(体积分数)乳酸溶液, 然后设置如下3种处理：①处理1(对照, CK), 加入10 μL去离子水；②处理2(T1), 加入10 μL 269.65 g·L^-1的NaNO₃溶液；③处理3(T2), 加入10 μL 169.71 g·L^-1的NH₄Cl溶液.各处理中氮的投加量与我国水稻田化学氮肥中氮的平均用量(200 kg·hm^-2·a^-1, 以N计)(Ju et al., 2009)保持一致.每种处理设置3次重复.待处理设置完毕, 将每个西林瓶加盖密封；然后, 将其移出手套箱, 置于恒温培养箱中于(25±1) ℃下开始静置连续培养.于培养后的第11 d开始采样(预试验结果显示, 在厌氧培养开始后的第11 d, Fe^Ⅱ才开始出现), 此时记为该培养试验的第0 d.采用破坏性采样方式进行样品采集, 每次采样时, 从每种处理中随机抽取3个西林瓶, 先用漩涡仪将其均匀混合1 min, 然后再静置12 h使液相和固相分层, 接着依次进行气相、液相和固相样品的采集.采样时, 先用5 mL注射器采集气相进行N₂O的测定；然后, 将西林瓶移入手套箱, 开盖, 依次测定上清液的E_h(氧化还原电位)和pH值, 之后各取一定量的上清液进行Fe^Ⅱ、NO₂^-、NH₄⁺和NO₃^-的测定, 紧接着再各取4 mL上清液于对应的10 mL离心管中(事先加入4 mL、50%(体积分数)盐酸溶液)进行可溶态Cd、可溶性有机碳(DOC)、总Ca、总Fe、总K、总Mg、总Mn和总Na的测定, 回收测定完NO₃^-的上清液, 将其暴露于空气中氧化24 h后过滤收集液相, 之后进行Cl^-和SO₄^2-的测定；最后, 将西林瓶中的悬液分别倒入对应的50 mL离心管中, 加盖, 移出手套箱, 离心(10000 r·min^-1, 10 min)后弃除液相, 再将残余固相置于超低温冷藏箱(-80 ℃)中冷藏24 h, 随后进行真空冻干处理, 对处理后的固相进行可浸提态Fe^Ⅱ、交换态Cd和NO₃^-、NH₄⁺、NO₂^-的提取与测定.

2.3 测定及分析方法

采用标准方法(鲁如坤, 1999)测定供试土壤的化学性质.针对培养试验中所采集的样品, 对于气相, 利用气相色谱仪(GC, Agilent 7890B)测定N₂O的含量(色谱柱为Porapak Q多孔聚合物填充色谱柱, 温度为60 ℃保持5 min, 检测器为ECD, 300 ℃, 尾吹2 mL·min^-1).对于液相, 采用电位法(鲁如坤, 1999)测定pH和E_h, 根据公式pe=E_h/59.2计算pe值(Li et al., 2010)；采用比色法测定可溶态Fe^Ⅱ(Lovley et al., 1987)和NO₂^-、NH₄⁺、NO₃^-(鲁如坤, 1999)的含量, 利用总碳分析仪(multi N/C 2100)测定DOC的含量, 利用石墨炉原子吸收光谱仪(PE AA600)测定可溶态Cd的浓度, 利用原子吸收光谱仪(AAS, PE AA800)测定总Ca、总Fe、总K、总Mg、总Mn和总Na的含量, 利用离子色谱仪(IC, DX-120)测定Cl^-和SO₄^2-的含量.对于固相, 采用1 mol·L^-1乙酸铵溶液(pH=7.00)浸提交换态Cd(John et al., 1972), 用原子吸收光谱仪测定其含量；采用0.5 mol·L^-1盐酸溶液浸提可浸提态Fe^Ⅱ(Peretyazhko et al., 2005), 用比色法(Lovley et al., 1987)测定其含量；采用2 mol·L^-1氯化钾溶液浸提交换态NO₃^-、NH₄⁺和NO₂^-, 用比色法(鲁如坤, 1999)测定其含量.

本文中, Fe^Ⅱ为可溶态和可浸提态之和, NO₃^-、NH₄⁺、NO₂^-和有效态Cd均为可溶态与交换态之和.利用Visual MINTEQ3.1软件, 输入pH、E_h及液相中DOC、阳离子(Ca²⁺、Fe²⁺、Fe³⁺(总Fe与Fe^Ⅱ之差)、K⁺、Mg²⁺、Mn²⁺、Na⁺和NH₄⁺)和阴离子(NO₃^-、NO₂^-、Cl^-和SO₄^2-)的含量, 估算液相中Fe²⁺的活度.

2.4 统计与作图方法

利用SPSS 17.0对数据进行方差、相关性等统计分析, 利用Excel 2010和OriginPro 7.5分别进行表格和图形的绘制.

3 结果(Results) 3.1 pH、E_h和pe+pH随时间的变化

随着淹水时间的延长, 3种处理的pH值逐渐向7.0靠拢(图 1a), E_h值由273~321 mV持续下降至118~132 mV(图 1b), pe+pH值从10.62~11.19持续下降至8.55~8.83(图 1c).方差分析结果表明, 3种处理间pH、E_h和pe+pH均没有呈显著性差异(p＞0.05).

3.2 Fe^Ⅱ、NO₃^-、NH₄⁺和有效态Cd随时间的变化

如图 2a所示, 3种处理中Fe^Ⅱ的含量随着淹水时间的延长均呈持续增大的态势；且与对照(CK)相比, 加NH₄⁺处理(T2)显著增大(p＜0.05)土-水体系中Fe^Ⅱ的含量, 而加NO₃^-处理(T1)中显著减小(p < 0.05)体系中Fe^Ⅱ的含量.

就NO₃^-和NH₄⁺而言, NO₃^-的加入(T1)显著增大了体系中第0 d和第2 d的NO₃^-含量(p < 0.05) (图 2b), 而对NH₄⁺的含量影响不明显(p>0.05)(图 2c)；NH₄⁺的添加(T2)没有显著影响体系中NO₃^-的含量(p>0.05) (图 2b), 却显著增大了NH₄⁺的含量(p < 0.05) (图 2c).NO₂^-( < 3.0 mg·L^-1)和N₂O( < 0.2 mg·L^-1)在整个培养过程中均处于痕量水平, 因此, 本文没有对其进行报道和分析.

另外, 不论加NO₃^-还是NH₄⁺处理, 土-水体系中有效态Cd的含量均呈先持续减小后趋于稳定的态势(图 2d).方差分析的结果表明, 与对照(CK)相比, 加NO₃^-处理(T1)没有显著影响体系中有效态Cd的含量(p>0.05), 而加NH₄⁺处理(T2)显著增大了第2 d及其以后体系中有效态Cd的含量(p < 0.05).

3.3 相关关系

由表 1可知, 在CK、T1和T2中, Fe^Ⅱ的含量与pH值呈显著正相关、与E_h呈显著负相关；NO₃^-的含量分别与pH和Fe^Ⅱ呈显著正相关, 与E_h呈显著负相关；有效态Cd的含量分别与pH、Fe^Ⅱ及NO₃^-呈显著负相关, 与E_h呈显著正相关.值的一提的是, 在T2中, NH₄⁺的含量不仅与pH呈显著正相关, 与Fe^Ⅱ的含量呈显著正相关, 而且还分别与E_h和有效态Cd的含量呈显著负相关.

4 讨论(Discussion) 4.1 铁氧化还原平衡

在土壤淹水培养过程中, pH值上升(图 1a)、E_h值下降(图 1b)及pe+pH值下降(图 1c)的趋势表明, 土-水体系的还原强度逐渐增强(Pan et al., 2014).从采样开始到培养结束, 3种处理的pe+pH值都处于11.50~8.00范围(图 1c), 属于中度还原条件(Brennan et al., 1996).这一结果说明, NO₃^-/NH₄⁺的添加并没有改变土-水体系的还原强度.土壤的还原强度与Fe^Ⅲ还原关系密切.一般而言, 当pH值为7.00, E_h值下降至100 mV时, 土壤中的Fe^Ⅲ开始消耗e^-和H⁺发生还原反应生成Fe^Ⅱ(Kögel-Knabner et al., 2015).不同土壤中含有的铁矿物和有机物质的类型及含量存在差异, 因此, Fe^Ⅲ发生还原反应时的临界E_h值不尽相同(Kögel-Knabner et al., 2015).在本研究中, 当pH值为5.76~6.00(图 1a), E_h值为273~321 mV(图 1b)时, 土-水体系中Fe^Ⅱ的含量已经达到66.38~196.29 mg·L^-1(图 2a)；并且, Fe^Ⅱ的含量随着淹水培养时间的延长表现为持续增大的态势(图 2a).这说明在本试验条件下, Fe^Ⅲ已经发生还原反应生成Fe^Ⅱ.将液相中Fe^Ⅱ的活度(以2pH+lg([Fe²⁺])表示)与pe+pH值进行线性拟合, 可以得到3种处理中Fe^Ⅱ的溶解度与pe+pH值的线性关系(图 3).由图 3可知, 3条拟合的直线几乎与Fe(OH)₃(amorp)发生还原溶解(方程式(1))时的热力学平衡线(方程式(2))平行(斜率均接近-1.00), 且截距非常接近.因此, 推测3种处理中Fe^Ⅱ的产生很可能主要由Fe(OH)₃(amorp)所控制.

4.2 铁氧化还原与氮形态转化的耦合关系

在T1中, 较高含量的NO₃^-对e^-的竞争制约了Fe^Ⅲ的还原(Craig Cooper et al., 2003), 导致Fe^Ⅱ在第0 d和第2 d的含量显著低于CK(图 2a)；较低含量的Fe^Ⅱ会降低Fe(OH)₃(amorp)还原溶解的速率(Pedersen et al., 2005), 导致Fe^Ⅱ的含量在第2 d以后均低于CK(图 2a).不同的是, 在T2中, NH₄⁺与Fe^Ⅱ呈显著正相关(表 1), 暗示了Feammox(Yang et al., 2012；Ding et al., 2014；Zhou et al., 2016)的存在；Feammox增大了体系中Fe^Ⅱ的含量(图 2a).在本试验条件下, NH₄⁺与Fe(OH)₃(amorp)参与的Feammox可用以下化学方程式进行描述(Lindsay, 1979)：

(3)

(4)

(5)

从这些化学方程式可以看出, 如果NH₄⁺与Fe(OH)₃(amorp)发生氧化还原反应, 则NH₄⁺与Fe²⁺的物质的量比将等于或小于0.33.然而, 在T2中NH₄⁺与Fe^Ⅱ之间的物质的量比为0.78±0.04(表 2).这一结果暗示, NH₄⁺除了一部分与Fe(OH)₃(amorp)发生氧化还原反应以外, 还有一部分参与了其它的化学过程, 这部分NH₄⁺势必对Cd的活性产生影响, 这将在下文作进一步的讨论.

另外, 3个处理中NO₃^-分别与pH、E_h和Fe^Ⅱ之间的相关性(表 1)也暗示了NO₃^-还原与Fe^Ⅱ氧化之间的耦合关系.在热力学理论中, NO₃^-可通过化学反硝化被Fe(OH)₃(amorp)还原为N₂或者N₂O(Lindasy, 1979), 该反应可由以下化学方程式进行描述：

(6)

(7)

在本研究中, CK、T1和T2的NO₃^-与Fe^Ⅱ的物质的量比分别为0.15±0.01、0.17±0.01和0.15±0.00(表 2).可见这些比值十分接近于方程式(6)中NO₃^-与Fe²⁺的物质的量比(0.20), 这一结果暗示了3种处理中化学反硝化发生的可能性.Li等(2016)最近研究发现, NO₃^-被Fe^Ⅱ还原是一个主要有Azospira、Zoogloea和Dechloromonas参与的NDFO；这些微生物都属于β变形菌纲NO₃^-还原菌, 能将NO₃^-直接还原为N₂.在后期的研究中, 将进一步完善微生物检测, 以明确化学反硝化和NDFO在NO₃^-还原-Fe^Ⅱ氧化耦合过程中的重要性.

4.3 铁-氮耦合体系影响镉活性的机理

由以上的讨论可知, 化学反硝化和NDFO可能存在于本研究的3种不同处理中.然而, 这一过程的发生导致新的Fe(OH)₃(amorp)生成(方程式(6)), 其对Cd²⁺专性吸附(Muehe et al., 2013a)或者与Cd²⁺共沉淀(Khaokaew et al., 2011；Muehe et al., 2013b)都可能减小有效态Cd的含量, 降低Cd活性.另一方面, 随着培养过程中土-水体系还原强度逐渐增强, H⁺的消耗增大了体系的pH值(图 1a), 土壤固相表面负电荷的数量随之增多(李义纯等, 2009), Cd在其表面的吸附量增大, 从而Cd活性降低.因此, 对于不同处理中有效态Cd含量随培养时间的延长呈现出持续降低的结果(图 2d), 其原因可归结为化学反硝化和NDFO的发生及pH值的上升.3种处理中有效态Cd的含量在整个培养过程中与pH、E_h、Fe^Ⅱ及NO₃^-之间的相关性进一步证实了这一推测.

另外, 在T2中, 有效态Cd与NH₄⁺的含量呈显著负相关关系(表 1), 暗示了NH₄⁺对Cd活性的影响.尽管Feammox对H⁺的消耗(方程式(3)~(5))会提高土-水体系的pH值, 进而在一定程度上降低Cd活性, 但体系中高含量的NH₄⁺(图 2c)与Cd²⁺对土壤固相表面吸附位点的竞争(Mitchell et al., 2000), 似乎更大程度地减少了Cd在土壤固相表面的吸附容量, 导致有效态Cd的浓度在从第2 d到培养结束这段时间内显著高于其它两种处理.

5 结论(Conclusions)

本研究采用室内淹水培养试验, 研究了不同NO₃^-、NH₄⁺处理条件下, 铁氧化还原与氮形态转化的耦合关系及其对Cd活性影响的机理, 结果表明：首先, 化学反硝化、NDFO和Feammox均可能发生于水稻土中度还原条件；其次, 化学反硝化和NDFO生成新铁矿物, 其对Cd²⁺专性吸附和与Cd²⁺共沉淀会降低有效态Cd的含量, 加之pH值的上升增大Cd²⁺在土壤固相表面的吸附量, 导致土壤中Cd活性下降；第三, NH₄⁺参与Feammox会消耗H⁺而提高体系的pH值, 在一定程度上会降低Cd的活性, 但是, 其自身与Cd²⁺对土壤固相表面吸附位点的竞争, 可能会更大程度地减少了Cd²⁺在土壤固相表面的吸附量, 而导致Cd活性提高.

6 建议(Suggestion)

在我国, 由于氮肥的过量施用, 农田中化肥氮的作物利用率仅为30%~40% (Zhu et al., 2002).这意味着仍有60%以上的化肥氮残留在土壤、大气和水环境中.对于南方水稻土, Cd是典型的污染元素(曾希柏等, 2013), 铁是影响土壤氧化还原电位的重要元素(胡敏等, 2014).由此可见, 在受Cd污染的水稻土中, 铁、氮、Cd三者共存的情形是较为普遍的.本文的结论尽管仅仅是基于室内淹水培养试验得出, 但也暗示了铁-氮循环耦合体系影响Cd活性的可能性.在大田条件下, 干湿交替是水稻土中水分变化的典型特征(于天仁等, 1983), 它将不同程度地影响水稻土的氧化还原强度、铁的氧化还原过程、氮的形态转化及铁-氮循环耦合关系, 进而对Cd活性产生影响.因此, 在后期的研究中, 有必要开展大田试验, 系统研究干湿交替条件下水稻土中铁-氮循环耦合关系及其对Cd活性影响的机理, 为后期我国南方Cd污染农田修复及治理技术的研发提供理论依据.