田汝響，和苗苗，鄭夏萍

(1. 杭州師范大學(xué)生態(tài)系統(tǒng)保護與恢復(fù)杭州市重點實驗室，浙江 杭州 311121； 2. 杭州師范大學(xué)生命與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，浙江 杭州 311121)

0 引 言

水稻田是農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，是一種典型的人工濕地系統(tǒng)，其周期性的干濕交替過程導(dǎo)致一系列的氧化還原反應(yīng)，這使得稻田土壤中碳氮磷硫鐵等關(guān)鍵生命元素的生物地球化學(xué)循環(huán)過程及其耦合機理更加復(fù)雜[1].在紛繁復(fù)雜的土壤物質(zhì)循環(huán)過程中，由于氮肥的大量使用，使得氮素在水稻土中的轉(zhuǎn)化非?；钴S，因此，稻田也被認為是陸生生態(tài)系統(tǒng)中重要的氮庫[2].鐵作為含量第四的地殼元素，極其廣泛地分布在稻田土中，周期性的干濕交替能改變鐵氧化物的形態(tài)和氧化還原過程，進而影響氮素的轉(zhuǎn)化過程.已有研究發(fā)現(xiàn)，水稻田的人為耕作能夠影響土壤微生物還原Fe(Ⅲ)的水平，刺激鐵氨氧化反應(yīng)[3]；在鐵還原菌存在的情況下，濕地土壤中的NH4+會被氧化成NO2-，導(dǎo)致土壤中氮素損失[4].目前，關(guān)于鐵在土壤學(xué)過程中與氮素賦存及轉(zhuǎn)化之間的關(guān)系報道還相當有限，特別是在具有干濕交替周期性的水稻土中[1].本文主要就水稻土中鐵-氮耦合的機制及其影響因素的相關(guān)研究進行綜述，以期了解鐵對稻田土氮素損失途徑的影響，并對水稻土合理管理提供理論依據(jù).

1 稻田土壤鐵的氧化還原過程

1.1 土壤中Fe的存在形態(tài)

鐵元素廣泛存在于自然界中，是地殼中含量第二高的金屬元素.活性鐵礦物普遍存在于根際，主要分布在根際土壤中的鐵膜和結(jié)晶不良的礦物中[5].由三價鐵礦物還原溶解產(chǎn)生溶解的二價鐵代表兩種不同類型的礦物相：1)年輕水稻根周圍的三價鐵化膜；2)根際土壤和老水稻根周圍的次生二價鐵礦物質(zhì)[6].

水稻土壤系統(tǒng)，尤其是根際系統(tǒng)的養(yǎng)分有效性影響有機質(zhì)分解.水稻土剖面鐵庫一般包括短程有序鐵礦物(包括可溶性鐵)、氧化物結(jié)合鐵和硅酸鹽結(jié)合鐵，分別占總鐵的4%～18%、49%～81%和11%～40%[7].可見，鐵氧化物是水稻土中的主要存在方式.而結(jié)晶鐵和無定形鐵是氧化鐵的主要存在形態(tài).常見的氧化鐵有赤鐵礦(α-Fe2O3)、針鐵礦(α-FOOH)、纖鐵礦(γ-FeOOH)、磁赤鐵礦(γ-Fe2O3)和水鐵礦(Fe(OH)3)等.水稻土中的氧化鐵主要是針鐵礦和水鐵礦，以及少量赤鐵礦[8].

鐵氧化物的還原-氧化和淋溶-沉積耦合過程，是驅(qū)動鐵元素的生物地球化學(xué)循環(huán)的主要過程[9].土壤鐵的活度代表鐵活化程度，即無定形鐵與游離鐵的比值(Feo/Fed).土壤的氧化還原狀態(tài)會影響變價元素，比如鐵的有效性.作為電子受體，氧化鐵的活性隨土壤pH和氧化還原電位Eh變化.在干旱環(huán)境下，水稻土中的鐵主要以氫氧化鐵存在[10]；而在淹水環(huán)境下，三價鐵化合物作為電子受體，被還原成二價鐵化合物，土壤中亞鐵離子濃度升高[11]，氧化鐵的形態(tài)也從結(jié)晶態(tài)鐵向無定形鐵轉(zhuǎn)化，無定形氧化鐵大量增加.在干濕交替過程中，耕作層中微生物的呼吸類型會改變，引起活性鐵氧化物產(chǎn)生劇烈的氧化還原反應(yīng)；同時，氧化鐵能促進水稻土中有機物的分解，進而影響著土壤中污染物的環(huán)境行為和最終去向[12-13].

1.2 鐵的氧化還原過程

在稻田土壤中，由于周期性的干濕交替，鐵素頻繁發(fā)生氧化還原反應(yīng)，進而影響著土壤中成土發(fā)育、養(yǎng)分形態(tài)及有效性，同時制約其他營養(yǎng)成分以及污染物的遷移轉(zhuǎn)化過程[10].

1.2.1 化學(xué)氧化還原過程

在含鐵量高的風化土壤中，氧化鐵在水稻根際相當活潑，主要發(fā)生老化和活化兩個化學(xué)過程[14].老化過程，即土壤溶液中的鐵離子水解形成氫氧化鐵單體，經(jīng)過聚合和縮合成為水合氧化鐵，進而再形成晶態(tài)氧化鐵；活化過程，指通過溶解的形式，使氧化鐵表面部分鐵離子解離，再經(jīng)水解、氧化和聚合向無定形氫氧化鐵轉(zhuǎn)化的過程，即老化的逆過程.

鐵的化學(xué)氧化還原是一個質(zhì)子參與的電子傳遞過程，與土壤 pH、Eh 、微生物以及有機質(zhì)含量等有關(guān)[15].在氧化還原條件情況相同的情況下，土壤越是偏酸性，越有利于土壤中鐵的還原；而在酸性一致的條件下，還原強度增強，溶液中亞鐵離子濃度升高.在厭氧條件下，水稻根部周圍形成氧化層，刺激鐵氧化[16].從無定形鐵沉淀到結(jié)晶鐵沉淀，鐵的氧化在根表面形成了可見的鐵膜.而鐵化膜可以作為植物根際磷吸收的有效回收劑[17]和根際有機碳的重要吸附劑，也可以耦合根際亞硝酸根離子增加稻田土壤中N2O和N2的排放[18].

1.2.2 生物氧化還原過程

(1) 鐵還原過程

一般地，微生物介導(dǎo)的鐵還原過程包括同化鐵還原和異化鐵還原.同化鐵還原指Fe(Ⅲ)被鐵還原菌還原運輸?shù)郊毎w內(nèi)；異化鐵還原則是在細胞膜表面把鐵氧化物作為電子受體發(fā)生Fe(Ⅲ)還原反應(yīng)，跨細胞膜的ATP通過合成酶釋放能量，營養(yǎng)元素得以遷移利用[19].

鐵還原菌的種類繁多，起初在水稻根際和美國苦草根部被發(fā)現(xiàn)[20]，地桿菌和希瓦氏菌是鑒定最多的鐵還原菌(FeRB)，它們在水稻根際中經(jīng)常被報道.鐵還原菌占根際細菌總數(shù)的12%，但在大塊土壤中僅<1%[21].

(2) 亞鐵氧化過程

亞鐵氧化菌(FeOB)需要微需氧條件，O2濃度范圍為3～10 μm.這個生態(tài)位與水稻根表面0.5～1.5 mm的距離重合，亞鐵氧化菌占總Fe(Ⅱ)氧化的18%～62%[22].最早Fe(Ⅱ)氧化在嗜酸亞鐵氧化菌中發(fā)生，該反應(yīng)發(fā)生在細胞外膜，隨后運輸?shù)郊毎苜|(zhì)的細胞色素中，通過其氧化酶最終將電子傳遞給O2[23].

(3) 鐵還原與亞鐵氧化過程的協(xié)調(diào)及調(diào)控

中性厭氧環(huán)境下亞鐵氧化和鐵還原過程可以同時發(fā)生，共同驅(qū)動鐵循環(huán)，而二者的協(xié)調(diào)及調(diào)控值得關(guān)注[24].一般地，鐵還原發(fā)生在土壤深層的厭氧區(qū)域，相反，亞鐵氧化發(fā)生在地表的好氧區(qū)域，兩者相距甚遠，必須依靠外力產(chǎn)生相互聯(lián)系[25].然而，研究表明在土壤厭氧、兼性厭氧或氧化還原交替界面都可能同時發(fā)生鐵還原與亞鐵氧化過程，土壤鐵循環(huán)可持續(xù)閉環(huán).Fe(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)作為相互之間反應(yīng)的電子受體、電子供體，相輔相成[26].

生物和化學(xué)過程兩者協(xié)同反應(yīng)，微生物菌在功能上主導(dǎo)鐵的氧化還原過程，影響氧化還原的電子傳遞，在水稻土的鐵循環(huán)中扮演重要角色.

2 稻田土壤氮循環(huán)過程

自然界中氮素主要有機態(tài)氮、無機態(tài)氮和分子態(tài)氮，不同形態(tài)氮素之間的相互轉(zhuǎn)化呈動態(tài)平衡.土壤氮循環(huán)一般包括固氮作用、氨化作用、硝化作用、反硝化作用.近年來厭氧氨氧化及其協(xié)同鐵還原反應(yīng)的發(fā)現(xiàn)，填補了氮素的氣態(tài)損失過程的空白，被認為是新世紀氮循環(huán)領(lǐng)域的重大突破[27]，為氮循環(huán)的研究開辟了新的內(nèi)容.

2.1 固氮作用

作為連接土壤和大氣氮循環(huán)的重要媒介，固氮作用是氮素從分子態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)闊o機態(tài)含氮化合物的過程，從而開始了土壤中氮的地球生物化學(xué)循環(huán)[28].土壤氮素主要由固氮作用產(chǎn)生的含氮化合物形成，生物固氮作為固氮作用的主要過程，是淹水水稻土氨形成和富集的重要途徑[29].

有研究指出，在淹水條件下，水稻土中一定濃度的銨態(tài)氮對固氮酶的活性有促進作用，但大致呈下降趨勢[30].另有研究表明，NO3-環(huán)境濃度過高時會影響植物的固氮率[31]，固氮作用在平衡土壤氮素的過程中扮演著重要角色.

2.2 硝化作用

硝化作用是NH4+在微生物作用下氧化為NO2-和 NO3-的過程，是農(nóng)田氮素轉(zhuǎn)化的主要過程，與氮素損失密切相關(guān).研究表明，水稻土根部表層氨氧化細菌(AOB)和古菌(AOA)的豐度較高[29].

植物容易吸收硝化作用產(chǎn)生的NO3--N，相比NH4+-N，NO3--N容易淋失污染地下水；此外生成的N2O是溫室氣體，會破壞臭氧層.目前N2O的產(chǎn)生機制還沒有定論，有研究者認為是硝化作用過程中氨氧化細菌在缺氧的情況下把NO2-作為電子受體產(chǎn)生N2O，也有認為N2O是介于NH4+與NO2-之間的中間體或者NO2-本身化學(xué)分解形成的[32].

2.3 反硝化作用

反硝化作用是反硝化菌驅(qū)動硝酸鹽發(fā)生還原反應(yīng)逐級轉(zhuǎn)變?yōu)檠趸瘉喌偷獨獾倪^程.淹水水稻土中，反硝化作用是氮素轉(zhuǎn)化的一個重要過程[33].該過程貢獻了76.75%～92.47%的異化硝酸鹽還原[34].在農(nóng)田土壤中，反硝化過程被認為是土壤生態(tài)系統(tǒng) N2O 排放的主要來源[35].氮肥的大量施用，同時又伴隨著較低的利用率，其中，土壤中氮肥的大量施加，促進了反硝化細菌的活性，讓更多的氮素在水稻土根表面好氧厭氧界面通過反硝化作用流失[36].

2.4 厭氧氨氧化

厭氧氨氧化指以亞硝酸鹽為電子受體的厭氧氨氧化菌在厭氧環(huán)境下將氨氮氧化為氮氣的過程，羥胺(NH2OH)和聯(lián)氨(N2H4)是厭氧氨氧化的代謝產(chǎn)物.

近年來新發(fā)現(xiàn)的一種導(dǎo)致水稻田生態(tài)系統(tǒng)氮素流失的方式，即厭氧氨氧化協(xié)同鐵還原，也稱鐵氨氧化(Feammox)是微生物直接把Fe(Ⅲ)作為最終的電子受體，將銨根離子氧化成亞硝態(tài)氮(NO2-)和硝態(tài)氮(NO3-)、氮氣(N2)的過程.亞硝酸態(tài)氮(NO2-)和硝態(tài)氮(NO3-)只有在pH<6.5時產(chǎn)生存在，所以通常認為終產(chǎn)物為氮氣(N2)是鐵氨氧化的主反應(yīng)[2].

2.5 氨化作用

土壤氨化作用是有機氮的礦化，把有機氮轉(zhuǎn)化為銨態(tài)氮、硝態(tài)氮的過程.超過40%的作物氮來自有機氮的礦化，即使是在施肥的土壤中[37].該過程對于植物氮的獲取具有潛在的重要性.

3 稻田土壤中鐵-氮耦合機制

隨著研究的深入，鐵氨氧化已經(jīng)成為水稻土氮素損失的一個關(guān)鍵過程[38].鐵氧化物在土壤中的存在量極為豐富，而作為陸生生態(tài)系統(tǒng)重要的氮庫，水稻土周期性的干濕交替能夠加速含鐵礦物的風化，已成為鐵氨氧化過程的研究熱點.

Clement等[4]在富鐵河岸的土壤中首次發(fā)現(xiàn)NH4+在Fe(Ⅲ)作為電子受體的條件下，能夠被氧化成NO2-，從此揭開了鐵氨氧化反應(yīng)的序幕，這對研究沉水土壤和沉積物中的氮循環(huán)至關(guān)重要.隨后，Sawayama在研究廢水除氨氮的厭氧氨氧化工藝中發(fā)現(xiàn)Fe(Ⅲ)-EDTA作為電子受體被鐵還原微生物厭氧氧化[39]，進而提出鐵氨氧化概念，并拓展了廢水脫氮的新工藝.陸地生態(tài)系統(tǒng)中鐵氨氧化反應(yīng)首次發(fā)現(xiàn)于2012年[40]，某熱帶森林土壤揭示了鐵氨氧化的反應(yīng)過程及其不同的含氮終產(chǎn)物，包括N2、NO2-、NO3-等，該過程可能改變陸地生態(tài)系統(tǒng)的總氮損失，這引發(fā)了鐵氨氧化對全球氮循環(huán)的思考.之后，鐵氨氧化過程首次在水稻土中被報道[41]，并發(fā)現(xiàn)與Feammox相關(guān)的氮損失為7.8～61 kg氮hm2/a，約占水稻土氮肥的3.9%～31%.隨著鐵氨氧化化學(xué)過程慢慢被剖析，其生物過程也迎來了重大突破.Jaffe等[42]采用富集培養(yǎng)成功分離并鑒定出鐵氨氧化功能菌A6菌株，研究表明Feammox反應(yīng)是由異化的發(fā)酵微生物進行的[43]，因此，推測水稻土中的Feammox主要發(fā)生在水稻根部附近.由于微生物利用鐵離子價態(tài)的多樣性以及氨氧化代謝產(chǎn)物的復(fù)雜性.目前對水稻土中鐵氨氧化過程的研究還很有限，而且與其有關(guān)的微生物群落尚不清楚，需要進一步研究[44].

3.1 化學(xué)機制

土壤中鐵素一般可形成Fe(Ⅱ)- Fe(Ⅲ)氧化還原體系，發(fā)生氧化或還原是由該體系中的pE-pH所決定[45].在Fe(Ⅲ)穩(wěn)定區(qū)，作為電子供體的Fe(Ⅱ)把電子傳遞給高價氮(如NO3-)，該過程叫化學(xué)反硝化.相反，化學(xué)硝化是在Fe(Ⅱ)穩(wěn)定區(qū)，把Fe(Ⅲ)作為電子受體氧化低價氮轉(zhuǎn)變?yōu)镕e(Ⅱ).某些過程中間產(chǎn)物(如NO2-和NO)直接通過化學(xué)反應(yīng)與有機質(zhì)結(jié)合并生成有機氮，這個過程被稱為化學(xué)固定.土壤中鐵素的存在形態(tài)繁多，實際主要參與氮素轉(zhuǎn)化的有鐵氧化物、鐵氫氧化物等，它們各自反應(yīng)速率不同，產(chǎn)物不同[46].

2NO3-+10Fe2++24H2O→N2+10Fe3++18H+.

同時，NO2-還原通過化學(xué)反硝化過程與Fe(Ⅱ)氧化耦合，N2O作為NO2-還原的最終產(chǎn)物.

2NO2-+4Fe2++5H2O→N2O+4FeOOH+6H+.

最后，NH4+氧化與Fe(Ⅲ)還原在微生物作用下發(fā)生耦合反應(yīng)，NH4+被最終氧化為NO3-、NO2-或 N2[50].

NH4++6Fe3++10H+→NO2-+6Fe2++2H2O，

NH4++3Fe3++5H+→0.5N2+3Fe2++9H2O，

NH4++8Fe3++14H+→NO3-+8Fe2++21H2O.

而厭氧淹水時水稻土有機質(zhì)不能完全分解，乙酸等易降解有機酸就會富集.同時，乙酸可以作為電子供體將Fe(Ⅲ)還原為Fe(Ⅱ)，F(xiàn)e(Ⅱ)又把NO3-還原為NO2-，NO2-與可溶性土壤有機質(zhì)形成絡(luò)合物[47].

3.2 微生物機制

3.2.1 微生物介導(dǎo)鐵氮耦合機制

微生物不僅決定著鐵的生物有效性，還可以改變土壤氧化還原電位來平衡其他元素，如氮素的氧化還原過程.在水稻土中，有機物分解、生源要素及重金屬離子的遷移或富集、肥料的吸收和溫室氣體的排放[51]等都有鐵相關(guān)功能微生物的參與.在水稻土淹水的厭氧環(huán)境中，廣泛存在微生物對Fe(Ⅱ)氧化作用和NO3-還原作用的耦合，其鐵氧化菌的相對豐度可達1×105cfu·g-1干土[52].

3.2.2 相關(guān)功能菌的生物多樣性

Treude等[53]發(fā)現(xiàn)水稻根際的鐵還原菌(FeRB)主要為厭氧粘細菌和地桿菌，且鐵還原菌的群落結(jié)構(gòu)與其生長環(huán)境息息相關(guān).當水鐵礦或針鐵礦作為電子受體時，富集到的鐵還原菌主要包括地桿菌、擬桿菌、芽孢桿菌和梭菌；然而當檸檬酸鐵為電子受體時鐵還原菌大多以根瘤菌、羅爾斯頓菌存在[53].

在水稻非根際土壤中，因為氧化還原電位低，硝酸鹽依賴型厭氧鐵氧化菌(ND-FeOB)只能通過外界Fe(Ⅱ)氧化NO3-釋放出來的能量滿足生存需要.NO3-作為電子受體并耦合Fe(Ⅱ)還原，鐵氧化菌因此參與到氮循環(huán).在無機營養(yǎng)培養(yǎng)體系中，Straub等[54]首次發(fā)現(xiàn)以Fe(Ⅱ)作為唯一電子供體的ND-FeOB，之后被證實其在厭氧沉積物中大量存在，屬于α-、β-、γ-及 δ-變形菌綱[55].

鐵氨氧化是一個氨作為電子供體，將產(chǎn)生的電子傳遞給細胞外的電子受體鐵，微生物群落從而獲得能量生存的胞外呼吸過程.它在時間序列上發(fā)生，主要是直接產(chǎn)生氮氣或者氧化亞氮.目前為止，確認分離出來能夠發(fā)揮鐵氨氧化功能的微生物只有酸微菌科下的一個菌屬A6菌[42]，A6菌屬的發(fā)現(xiàn)對鐵氨氧化的研究開辟微生物學(xué)領(lǐng)域具有標志性意義.

3.3 鐵-氮耦合對其他重金屬的影響

研究[56]表明，鐵氧化物對重金屬鎘有吸附作用，相比其他土壤，水稻土中亞鐵含量較高.水稻生長期間，鐵氧化物相互轉(zhuǎn)化，影響土壤中鎘的形態(tài)和活性，原本吸附于鐵礦物表面的Cd2+經(jīng)鐵氧化還原活性增強.也有研究[32]發(fā)現(xiàn)，分蘗期時，水稻土水分含量較少，變?yōu)檠趸癄顟B(tài)，可溶性和交換性亞鐵、土壤中微生物可還原鐵以及亞硝態(tài)氮與各種形態(tài)鎘均呈顯著正相關(guān).水稻土中大量銨根離子不僅提高土壤溶液離子交換速率，還同Cd2+競爭吸附電位[56]，影響鎘的活性，這表明水稻土鐵氮循環(huán)耦合共同作用影響土壤中鎘的活性.

鐵氧化還原過程還可以通過提高土壤固相表面負電荷數(shù)量，改變自身無定形或晶體結(jié)構(gòu)以及與溶液中的Cd2+或離子團發(fā)生共沉淀降低Cd的活性[57].同時，NO3-促進水稻土對Cd的解吸；NH4+與 Cd2+對土壤固相表面吸附位點的競爭，也會使Cd的活性增大.水稻土鐵氮循環(huán)耦合會降低有效態(tài)Cd的含量以及隨著pH上升降低其活性.

除了鎘離子，固相界面下，過渡金屬離子如Cu2+的存在也能夠促進Fe2+與NO3-的化學(xué)反應(yīng)[58].在中性厭氧環(huán)境下,氧化錳和NO3-可以介導(dǎo)Fe(Ⅱ)的化學(xué)氧化,高濃度的(>150 μmol/L)溶解性Cu2+也可以催化NO3-/NO2-的Fe(Ⅱ)的化學(xué)氧化過程[59].環(huán)境中鈾污染通常由異化鐵氧化菌處理，這類細菌以U(Ⅵ)作為電子受體將 U(Ⅵ)還原為不可溶的U(Ⅳ) ，從而降低其生物有效性，阻止鈾的遷移[60].

我國科學(xué)家率先報道了基于硝酸鹽調(diào)控的厭氧鐵氧化微生物的鐵-氮-砷耦合機制[61]且已被證實確實存在耦合[62].通常認為，砷遷移的主要原因是鐵氧化菌驅(qū)動氧化鐵還原溶解；而鐵還原菌氧化Fe(Ⅱ)產(chǎn)生新的氧化鐵礦物帶正電荷，能夠吸附AsO43-、CrO42-等帶負電荷的金屬離子.

4 影響水稻土中鐵-氮耦合的因素

水稻土由各種地帶性土壤、半水成土和水成土經(jīng)人為耕作而成，受周期性干濕灌溉、施肥等因素影響較大，發(fā)生氧化還原反應(yīng)、復(fù)鹽基作用與鹽基的淋溶，及黏粒的分解、遷移與淋失，改變原有的土壤特征，剖面的分異使其形成獨有的土壤形態(tài)、理化和生物特征.

4.1 氧氣含量

由于周期性的干濕交替，水稻土一直處于好氧和厭氧不斷變化的環(huán)境.水稻土氮循環(huán)中的硝化、反硝化過程受氧氣含量影響，硝化過程是嚴格的好氧過程，而反硝化過程反之[63]，進一步影響鐵氮耦合過程.淹水土壤中，氧氣的迅速消耗改變微生物菌群分布，土壤關(guān)鍵元素的氧化還原電子傳遞隨之改變.Fe(Ⅱ)在酸性環(huán)境下穩(wěn)定，但在中性環(huán)境下極易被氧氣快速氧化，從而與生物亞鐵氧化過程抗衡.中性厭氧FeOB菌只有在厭氧或低氧(<50 μmol·L-1) 條件下，與氧氣不相上下，進行有效的生物亞鐵氧化并與氮素耦合.

4.2 pH

土壤pH值直接制約鐵氧化物活度,且呈顯著負相關(guān)[64]，pH值每升高1個單位,活性鐵的活度降低1 000倍[48].土壤pH是影響土壤中Fe(Ⅲ)生物有效性的關(guān)鍵因素[65].在厭氧酸性土壤中，F(xiàn)e(Ⅲ)發(fā)生還原反應(yīng)轉(zhuǎn)變?yōu)镕e(Ⅱ)，因Fe(Ⅱ)溶解性更大，更容易被作物吸收，有效鐵濃度升高，從而促進了土壤氮循環(huán)[26].低pH值也會加快土壤中鐵氨氧化底物Fe(Ⅲ)和NH4+的釋放[26].Yang等[40]認為，在pH>6.5的土壤中，鐵氨氧化不會產(chǎn)生NO2-和NO3-.

長期施肥已導(dǎo)致中國農(nóng)田土壤酸化.有學(xué)者[66]發(fā)現(xiàn)向酸性森林土壤中添加無定型氧化鐵可以顯著促進NH4+轉(zhuǎn)變?yōu)镹2，而且N2的產(chǎn)生量與pH值呈顯著負相關(guān).化學(xué)反硝化過程的NO2-在堿性土壤中能夠短暫積累，但在酸性或弱酸性土壤中極不穩(wěn)定.同時有研究發(fā)現(xiàn)pH值低的酸性土壤環(huán)境有利于提高鐵氨氧化的反應(yīng)速率[2].而酸性土壤N2O產(chǎn)生量也顯著高于中性和微堿性條件.

在Fe2+和NO3-的化學(xué)氧化還原反應(yīng)中發(fā)現(xiàn)NO3-還原速率與pH值呈正相關(guān).也有研究[67]發(fā)現(xiàn)，高pH時，亞鐵氧化主要發(fā)生非生物過程，而當pH低于3時，亞鐵氧化主要受亞硝酸依賴亞鐵氧化，光合細菌氧化以及嗜酸性亞鐵氧化等生物過程調(diào)控.

pH值主要影響土壤鐵氨氧化微生物群落.pH>6.5時，不會發(fā)生鐵氨氧化，但有研究[68]表明堿性土壤中鐵氨氧化依舊可以發(fā)生，這很大可能是其功能微生物群落的促進作用.因此，不同的pH值改變土壤中活性鐵的活度，進而影響土壤鐵氮耦合反應(yīng).

4.3 氧化還原電位

Fe(Ⅲ)和Fe(Ⅱ)之間的配比由氧化還原電位(Eh)調(diào)控，它能影響鐵氮循環(huán)及其相互作用.土壤中幾乎只存在Fe(Ⅲ)在Eh高于200 mV時；反之，Eh低于200 mV時，土壤中Fe(Ⅱ)的濃度隨著Eh的降低而不斷升高[69].但也有研究[70]發(fā)現(xiàn)，在Eh高于200 mV的水稻土中Fe(Ⅱ)仍然存在.土壤淹水后，土壤的性質(zhì)會發(fā)生很大的變化，如Eh的降低、土壤pH趨于中性、離子交換頻繁等.這時最敏感的元素是鐵.水稻土中含有大量的鐵氧化物對干濕交替引起的氧化還原電位的改變極為敏感，改變其價態(tài)及形態(tài)，協(xié)同影響水稻土中氮素的轉(zhuǎn)化[12].

4.4 土壤類型

不同水稻土中鐵素的背景值不同、存在形態(tài)不同，其干濕交替過程中鐵-氮耦合過程也有差異.例如，小粉田歸屬于滲育型水稻土亞種，上層呈微酸性，中層近中性，下層微堿性，常伴有石灰性反應(yīng).有機質(zhì)含量較豐富，供肥性好，滲育層有明顯的鐵沉積現(xiàn)象.青紫泥田歸屬于脫潛潴育型水稻土亞類.有機質(zhì)含量較高，基礎(chǔ)肥力好，保蓄性強，潛育層位較高，多呈酸性.土質(zhì)黏重，耕性差，結(jié)構(gòu)體表面有鐵斑紋，下段發(fā)生微弱Fe(Ⅱ)反應(yīng).剖面游離氧化鐵淹水還原，轉(zhuǎn)移到潴育層氧化積淀，鐵的活化度顯著降低.爛泥田歸屬于潛育型水稻土亞種，土體糊軟，呈青灰色，土壤長期處于淹水還原狀態(tài)，因此其Fe(Ⅱ)反應(yīng)劇烈[71].老黃筋泥田是低山丘陵區(qū)第四紀更新統(tǒng)紅土母質(zhì)形成的紅壤性水稻土，屬潴育型水稻土亞類.供肥保肥性好，保水排水性良好，缺磷少鉀，有機質(zhì)含量豐富.剖面鐵的活化度從耕層往下呈明顯下降趨勢，而全鐵量及鐵的游離度(游離鐵減去無定形鐵與游離鐵量之比)和晶化度(游離鐵與全鐵量之比)則遞增[72]，說明活性鐵在此水稻土發(fā)育過程中發(fā)生了巨大的形態(tài)變化及遷移作用.潴育層存在大量鐵、錳沉積，因而經(jīng)常出現(xiàn)鐵、錳結(jié)核形成“焦塥”.

4.5 肥料種類

我國是世界上最大的水稻生產(chǎn)國，水稻種植面積約占糧食總種植面積的26.1%，稻谷年產(chǎn)量占糧食總產(chǎn)量的32.1%[73].施肥作為一項農(nóng)業(yè)實踐活動，不僅能豐富土壤有機質(zhì)，改善作物營養(yǎng)，實現(xiàn)高產(chǎn)，同時能調(diào)控土壤微生物的活性、豐度和群落結(jié)構(gòu).

長期施肥的水稻土因大量的外源元素輸入，以及本身干濕交替的周期性，影響結(jié)晶態(tài)鐵向無定形鐵的變化，氮素形態(tài)也在一定程度上發(fā)生改變，同時為鐵氨氧化過程的發(fā)生提供了良好的環(huán)境[41].

4.5.1 氮肥

肥料的添加對水稻土氮循環(huán)功能微生物的豐度影響顯著.在長期施氮肥的水稻土中，朱永官團隊[74]發(fā)現(xiàn)長期施氮肥能促進Fe(Ⅲ)還原，減少氮素在乙酸鹽同化的Fe(Ⅲ)還原菌群中的遷移.同樣易博[2]研究發(fā)現(xiàn)，水稻土中氨氧化細菌(AOB)和鐵氨氧化功能菌A6菌的豐度在氮肥施加6年后有明顯提高.表明水稻土施加氮肥促進鐵還原氨氧化過程，提高了氮素利用率.

4.5.2 有機肥

近期利用15N示蹤技術(shù)發(fā)現(xiàn)，有機肥的加入，特別是復(fù)雜的碳源(如糞肥)，通過提高土壤硝態(tài)氮的微生物同化速率和降低土壤硝態(tài)氮濃度來減少氮素損失.有機肥的添加能夠創(chuàng)造出適宜鐵氨氧化A6菌生長的環(huán)境[41].在屬水平上，厭氧粘細菌存在于秸稈有機肥處理中.厭氧粘細菌屬作為3種代表性鐵還原菌之一，在鐵還原反應(yīng)過程中發(fā)揮重要作用[75]，而其豐度的顯著增加，說明此土壤中鐵還原反應(yīng)活躍.田間定位試驗結(jié)果表明，稻田系統(tǒng)有機肥替代化肥的氮素利用效率由單施化肥的25%提升至35%，甚至高達48%.

綜上，有機肥的投入不僅富集了大量鐵還原微生物，而且為促進土壤中潛在的鐵氨氧化過程奠定了基礎(chǔ).外源輸入的有機物質(zhì)和土壤本底的鐵素構(gòu)建的電子穿梭閉環(huán)能調(diào)節(jié)鐵氨氧化過程.

4.5.3 有機-無機復(fù)混肥

有研究顯示，鐵氨氧化更適合在有機-無機肥混合施用的土壤環(huán)境中.王瑩等[76]發(fā)現(xiàn)有機碳的加入為氧化鐵活化創(chuàng)造了有效的環(huán)境條件，特別是豬糞、紫云英、稻草與化肥的長期配施，其中，豬糞配施化肥處理效果最為顯著.易博[2]研究不同施肥處理下鐵氨氧化的速率發(fā)現(xiàn)，使用化肥的處理N2產(chǎn)生速率較化肥-豬糞有機肥混施和化肥-秸稈還田有機肥混施處理降低49.6%～55.9%.相比單施化肥，有機肥的加入引起稻田土壤氮素循環(huán)多個過程改變，如加強氨化反應(yīng)、協(xié)調(diào)硝化和反硝化反應(yīng)、減少氨揮發(fā)和氮素損失[77]，這表明有機-無機肥混施更有利于鐵氨氧化過程的發(fā)生.

5 討論與展望

氮循環(huán)作為生物圈的基本循環(huán)，全面影響著人類的生活.而鐵循環(huán)生物地球化學(xué)過程的重要性是逐步顯現(xiàn)的.近年來，生物地球化學(xué)循環(huán)的研究逐步形成了全球尺度的多要素、多元素、多過程、多界面耦合的特征，鐵循環(huán)及其與其他元素的耦合已經(jīng)成為國際研究的前沿.目前活性鐵對土壤氮素周轉(zhuǎn)的影響機制研究還相對較少，所以對水稻土鐵(Fe(Ⅱ)-Fe(Ⅲ))參與下氮素循環(huán)的生物-非生物耦合機制具有重要的理論和現(xiàn)實意義.

1)當前，我們只有對鐵氮耦合代謝過程電子傳遞機制的宏觀認識，未來研究應(yīng)關(guān)注其微觀的生理機制以及其帶來的連鎖效應(yīng)，建立水稻根際微生物資源庫以及核心微生物群的人工組裝.

2)鐵氮耦合轉(zhuǎn)化過程中的反應(yīng)機制、產(chǎn)物組成復(fù)雜，在研究手段上，目前大多采用同位素追蹤法，今后可采用同位素標記技術(shù)結(jié)合微生物組方法，如DNA-SIP、SIP宏基因組學(xué)，有助于揭示參與某些底物周轉(zhuǎn)的微生物；高通量測序與培養(yǎng)組學(xué)相結(jié)合的方法，揭示微生物在群落和純培養(yǎng)水平上對元素循環(huán)的貢獻.

3)目前水稻土鐵氮耦合只停留在研究機制方面，還沒有實際應(yīng)用.現(xiàn)有研究表明，鐵氨氧化過程未檢測到N2O的產(chǎn)生，說明鐵氮耦合減少了N2O的排放.因此鐵氮耦合或許可以作為未來減少溫室氣體排放的方法，也為水稻田種植提供全新的施肥管理視野.