稻田土壤中铁-氮循环耦合体系研究进展

田汝响，和苗苗，郑夏萍

(1. 杭州师范大学生态系统保护与恢复杭州市重点实验室，浙江 杭州 311121； 2. 杭州师范大学生命与环境科学学院，浙江 杭州 311121)

0 引 言

水稻田是农业生态系统的重要组成部分，是一种典型的人工湿地系统，其周期性的干湿交替过程导致一系列的氧化还原反应，这使得稻田土壤中碳氮磷硫铁等关键生命元素的生物地球化学循环过程及其耦合机理更加复杂[1].在纷繁复杂的土壤物质循环过程中，由于氮肥的大量使用，使得氮素在水稻土中的转化非常活跃，因此，稻田也被认为是陆生生态系统中重要的氮库[2].铁作为含量第四的地壳元素，极其广泛地分布在稻田土中，周期性的干湿交替能改变铁氧化物的形态和氧化还原过程，进而影响氮素的转化过程.已有研究发现，水稻田的人为耕作能够影响土壤微生物还原Fe(Ⅲ)的水平，刺激铁氨氧化反应[3]；在铁还原菌存在的情况下，湿地土壤中的NH4+会被氧化成NO2-，导致土壤中氮素损失[4].目前，关于铁在土壤学过程中与氮素赋存及转化之间的关系报道还相当有限，特别是在具有干湿交替周期性的水稻土中[1].本文主要就水稻土中铁-氮耦合的机制及其影响因素的相关研究进行综述，以期了解铁对稻田土氮素损失途径的影响，并对水稻土合理管理提供理论依据.

1 稻田土壤铁的氧化还原过程

1.1 土壤中Fe的存在形态

铁元素广泛存在于自然界中，是地壳中含量第二高的金属元素.活性铁矿物普遍存在于根际，主要分布在根际土壤中的铁膜和结晶不良的矿物中[5].由三价铁矿物还原溶解产生溶解的二价铁代表两种不同类型的矿物相：1)年轻水稻根周围的三价铁化膜；2)根际土壤和老水稻根周围的次生二价铁矿物质[6].

水稻土壤系统，尤其是根际系统的养分有效性影响有机质分解.水稻土剖面铁库一般包括短程有序铁矿物(包括可溶性铁)、氧化物结合铁和硅酸盐结合铁，分别占总铁的4%～18%、49%～81%和11%～40%[7].可见，铁氧化物是水稻土中的主要存在方式.而结晶铁和无定形铁是氧化铁的主要存在形态.常见的氧化铁有赤铁矿(α-Fe2O3)、针铁矿(α-FOOH)、纤铁矿(γ-FeOOH)、磁赤铁矿(γ-Fe2O3)和水铁矿(Fe(OH)3)等.水稻土中的氧化铁主要是针铁矿和水铁矿，以及少量赤铁矿[8].

铁氧化物的还原-氧化和淋溶-沉积耦合过程，是驱动铁元素的生物地球化学循环的主要过程[9].土壤铁的活度代表铁活化程度，即无定形铁与游离铁的比值(Feo/Fed).土壤的氧化还原状态会影响变价元素，比如铁的有效性.作为电子受体，氧化铁的活性随土壤pH和氧化还原电位Eh变化.在干旱环境下，水稻土中的铁主要以氢氧化铁存在[10]；而在淹水环境下，三价铁化合物作为电子受体，被还原成二价铁化合物，土壤中亚铁离子浓度升高[11]，氧化铁的形态也从结晶态铁向无定形铁转化，无定形氧化铁大量增加.在干湿交替过程中，耕作层中微生物的呼吸类型会改变，引起活性铁氧化物产生剧烈的氧化还原反应；同时，氧化铁能促进水稻土中有机物的分解，进而影响着土壤中污染物的环境行为和最终去向[12-13].

1.2 铁的氧化还原过程

在稻田土壤中，由于周期性的干湿交替，铁素频繁发生氧化还原反应，进而影响着土壤中成土发育、养分形态及有效性，同时制约其他营养成分以及污染物的迁移转化过程[10].

1.2.1 化学氧化还原过程

在含铁量高的风化土壤中，氧化铁在水稻根际相当活泼，主要发生老化和活化两个化学过程[14].老化过程，即土壤溶液中的铁离子水解形成氢氧化铁单体，经过聚合和缩合成为水合氧化铁，进而再形成晶态氧化铁；活化过程，指通过溶解的形式，使氧化铁表面部分铁离子解离，再经水解、氧化和聚合向无定形氢氧化铁转化的过程，即老化的逆过程.

铁的化学氧化还原是一个质子参与的电子传递过程，与土壤 pH、Eh 、微生物以及有机质含量等有关[15].在氧化还原条件情况相同的情况下，土壤越是偏酸性，越有利于土壤中铁的还原；而在酸性一致的条件下，还原强度增强，溶液中亚铁离子浓度升高.在厌氧条件下，水稻根部周围形成氧化层，刺激铁氧化[16].从无定形铁沉淀到结晶铁沉淀，铁的氧化在根表面形成了可见的铁膜.而铁化膜可以作为植物根际磷吸收的有效回收剂[17]和根际有机碳的重要吸附剂，也可以耦合根际亚硝酸根离子增加稻田土壤中N2O和N2的排放[18].

1.2.2 生物氧化还原过程

(1) 铁还原过程

一般地，微生物介导的铁还原过程包括同化铁还原和异化铁还原.同化铁还原指Fe(Ⅲ)被铁还原菌还原运输到细胞体内；异化铁还原则是在细胞膜表面把铁氧化物作为电子受体发生Fe(Ⅲ)还原反应，跨细胞膜的ATP通过合成酶释放能量，营养元素得以迁移利用[19].

铁还原菌的种类繁多，起初在水稻根际和美国苦草根部被发现[20]，地杆菌和希瓦氏菌是鉴定最多的铁还原菌(FeRB)，它们在水稻根际中经常被报道.铁还原菌占根际细菌总数的12%，但在大块土壤中仅<1%[21].

(2) 亚铁氧化过程

亚铁氧化菌(FeOB)需要微需氧条件，O2浓度范围为3～10 μm.这个生态位与水稻根表面0.5～1.5 mm的距离重合，亚铁氧化菌占总Fe(Ⅱ)氧化的18%～62%[22].最早Fe(Ⅱ)氧化在嗜酸亚铁氧化菌中发生，该反应发生在细胞外膜，随后运输到细胞周质的细胞色素中，通过其氧化酶最终将电子传递给O2[23].

(3) 铁还原与亚铁氧化过程的协调及调控

中性厌氧环境下亚铁氧化和铁还原过程可以同时发生，共同驱动铁循环，而二者的协调及调控值得关注[24].一般地，铁还原发生在土壤深层的厌氧区域，相反，亚铁氧化发生在地表的好氧区域，两者相距甚远，必须依靠外力产生相互联系[25].然而，研究表明在土壤厌氧、兼性厌氧或氧化还原交替界面都可能同时发生铁还原与亚铁氧化过程，土壤铁循环可持续闭环.Fe(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)作为相互之间反应的电子受体、电子供体，相辅相成[26].

生物和化学过程两者协同反应，微生物菌在功能上主导铁的氧化还原过程，影响氧化还原的电子传递，在水稻土的铁循环中扮演重要角色.

2 稻田土壤氮循环过程

自然界中氮素主要有机态氮、无机态氮和分子态氮，不同形态氮素之间的相互转化呈动态平衡.土壤氮循环一般包括固氮作用、氨化作用、硝化作用、反硝化作用.近年来厌氧氨氧化及其协同铁还原反应的发现，填补了氮素的气态损失过程的空白，被认为是新世纪氮循环领域的重大突破[27]，为氮循环的研究开辟了新的内容.

2.1 固氮作用

作为连接土壤和大气氮循环的重要媒介，固氮作用是氮素从分子态转变为无机态含氮化合物的过程，从而开始了土壤中氮的地球生物化学循环[28].土壤氮素主要由固氮作用产生的含氮化合物形成，生物固氮作为固氮作用的主要过程，是淹水水稻土氨形成和富集的重要途径[29].

有研究指出，在淹水条件下，水稻土中一定浓度的铵态氮对固氮酶的活性有促进作用，但大致呈下降趋势[30].另有研究表明，NO3-环境浓度过高时会影响植物的固氮率[31]，固氮作用在平衡土壤氮素的过程中扮演着重要角色.

2.2 硝化作用

硝化作用是NH4+在微生物作用下氧化为NO2-和 NO3-的过程，是农田氮素转化的主要过程，与氮素损失密切相关.研究表明，水稻土根部表层氨氧化细菌(AOB)和古菌(AOA)的丰度较高[29].

植物容易吸收硝化作用产生的NO3--N，相比NH4+-N，NO3--N容易淋失污染地下水；此外生成的N2O是温室气体，会破坏臭氧层.目前N2O的产生机制还没有定论，有研究者认为是硝化作用过程中氨氧化细菌在缺氧的情况下把NO2-作为电子受体产生N2O，也有认为N2O是介于NH4+与NO2-之间的中间体或者NO2-本身化学分解形成的[32].

2.3 反硝化作用

反硝化作用是反硝化菌驱动硝酸盐发生还原反应逐级转变为氧化亚氮和氮气的过程.淹水水稻土中，反硝化作用是氮素转化的一个重要过程[33].该过程贡献了76.75%～92.47%的异化硝酸盐还原[34].在农田土壤中，反硝化过程被认为是土壤生态系统 N2O 排放的主要来源[35].氮肥的大量施用，同时又伴随着较低的利用率，其中，土壤中氮肥的大量施加，促进了反硝化细菌的活性，让更多的氮素在水稻土根表面好氧厌氧界面通过反硝化作用流失[36].

2.4 厌氧氨氧化

厌氧氨氧化指以亚硝酸盐为电子受体的厌氧氨氧化菌在厌氧环境下将氨氮氧化为氮气的过程，羟胺(NH2OH)和联氨(N2H4)是厌氧氨氧化的代谢产物.

近年来新发现的一种导致水稻田生态系统氮素流失的方式，即厌氧氨氧化协同铁还原，也称铁氨氧化(Feammox)是微生物直接把Fe(Ⅲ)作为最终的电子受体，将铵根离子氧化成亚硝态氮(NO2-)和硝态氮(NO3-)、氮气(N2)的过程.亚硝酸态氮(NO2-)和硝态氮(NO3-)只有在pH<6.5时产生存在，所以通常认为终产物为氮气(N2)是铁氨氧化的主反应[2].

2.5 氨化作用

土壤氨化作用是有机氮的矿化，把有机氮转化为铵态氮、硝态氮的过程.超过40%的作物氮来自有机氮的矿化，即使是在施肥的土壤中[37].该过程对于植物氮的获取具有潜在的重要性.

3 稻田土壤中铁-氮耦合机制

随着研究的深入，铁氨氧化已经成为水稻土氮素损失的一个关键过程[38].铁氧化物在土壤中的存在量极为丰富，而作为陆生生态系统重要的氮库，水稻土周期性的干湿交替能够加速含铁矿物的风化，已成为铁氨氧化过程的研究热点.

Clement等[4]在富铁河岸的土壤中首次发现NH4+在Fe(Ⅲ)作为电子受体的条件下，能够被氧化成NO2-，从此揭开了铁氨氧化反应的序幕，这对研究沉水土壤和沉积物中的氮循环至关重要.随后，Sawayama在研究废水除氨氮的厌氧氨氧化工艺中发现Fe(Ⅲ)-EDTA作为电子受体被铁还原微生物厌氧氧化[39]，进而提出铁氨氧化概念，并拓展了废水脱氮的新工艺.陆地生态系统中铁氨氧化反应首次发现于2012年[40]，某热带森林土壤揭示了铁氨氧化的反应过程及其不同的含氮终产物，包括N2、NO2-、NO3-等，该过程可能改变陆地生态系统的总氮损失，这引发了铁氨氧化对全球氮循环的思考.之后，铁氨氧化过程首次在水稻土中被报道[41]，并发现与Feammox相关的氮损失为7.8～61 kg氮hm2/a，约占水稻土氮肥的3.9%～31%.随着铁氨氧化化学过程慢慢被剖析，其生物过程也迎来了重大突破.Jaffe等[42]采用富集培养成功分离并鉴定出铁氨氧化功能菌A6菌株，研究表明Feammox反应是由异化的发酵微生物进行的[43]，因此，推测水稻土中的Feammox主要发生在水稻根部附近.由于微生物利用铁离子价态的多样性以及氨氧化代谢产物的复杂性.目前对水稻土中铁氨氧化过程的研究还很有限，而且与其有关的微生物群落尚不清楚，需要进一步研究[44].

3.1 化学机制

土壤中铁素一般可形成Fe(Ⅱ)- Fe(Ⅲ)氧化还原体系，发生氧化或还原是由该体系中的pE-pH所决定[45].在Fe(Ⅲ)稳定区，作为电子供体的Fe(Ⅱ)把电子传递给高价氮(如NO3-)，该过程叫化学反硝化.相反，化学硝化是在Fe(Ⅱ)稳定区，把Fe(Ⅲ)作为电子受体氧化低价氮转变为Fe(Ⅱ).某些过程中间产物(如NO2-和NO)直接通过化学反应与有机质结合并生成有机氮，这个过程被称为化学固定.土壤中铁素的存在形态繁多，实际主要参与氮素转化的有铁氧化物、铁氢氧化物等，它们各自反应速率不同，产物不同[46].

2NO3-+10Fe2++24H2O→N2+10Fe3++18H+.

同时，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.

2NO2-+4Fe2++5H2O→N2O+4FeOOH+6H+.

最后，NH4+氧化与Fe(Ⅲ)还原在微生物作用下发生耦合反应，NH4+被最终氧化为NO3-、NO2-或 N2[50].

NH4++6Fe3++10H+→NO2-+6Fe2++2H2O，

NH4++3Fe3++5H+→0.5N2+3Fe2++9H2O，

NH4++8Fe3++14H+→NO3-+8Fe2++21H2O.

而厌氧淹水时水稻土有机质不能完全分解，乙酸等易降解有机酸就会富集.同时，乙酸可以作为电子供体将Fe(Ⅲ)还原为Fe(Ⅱ)，Fe(Ⅱ)又把NO3-还原为NO2-，NO2-与可溶性土壤有机质形成络合物[47].

3.2 微生物机制

3.2.1 微生物介导铁氮耦合机制

微生物不仅决定着铁的生物有效性，还可以改变土壤氧化还原电位来平衡其他元素，如氮素的氧化还原过程.在水稻土中，有机物分解、生源要素及重金属离子的迁移或富集、肥料的吸收和温室气体的排放[51]等都有铁相关功能微生物的参与.在水稻土淹水的厌氧环境中，广泛存在微生物对Fe(Ⅱ)氧化作用和NO3-还原作用的耦合，其铁氧化菌的相对丰度可达1×105cfu·g-1干土[52].

3.2.2 相关功能菌的生物多样性

Treude等[53]发现水稻根际的铁还原菌(FeRB)主要为厌氧粘细菌和地杆菌，且铁还原菌的群落结构与其生长环境息息相关.当水铁矿或针铁矿作为电子受体时，富集到的铁还原菌主要包括地杆菌、拟杆菌、芽孢杆菌和梭菌；然而当柠檬酸铁为电子受体时铁还原菌大多以根瘤菌、罗尔斯顿菌存在[53].

在水稻非根际土壤中，因为氧化还原电位低，硝酸盐依赖型厌氧铁氧化菌(ND-FeOB)只能通过外界Fe(Ⅱ)氧化NO3-释放出来的能量满足生存需要.NO3-作为电子受体并耦合Fe(Ⅱ)还原，铁氧化菌因此参与到氮循环.在无机营养培养体系中，Straub等[54]首次发现以Fe(Ⅱ)作为唯一电子供体的ND-FeOB，之后被证实其在厌氧沉积物中大量存在，属于α-、β-、γ-及 δ-变形菌纲[55].

铁氨氧化是一个氨作为电子供体，将产生的电子传递给细胞外的电子受体铁，微生物群落从而获得能量生存的胞外呼吸过程.它在时间序列上发生，主要是直接产生氮气或者氧化亚氮.目前为止，确认分离出来能够发挥铁氨氧化功能的微生物只有酸微菌科下的一个菌属A6菌[42]，A6菌属的发现对铁氨氧化的研究开辟微生物学领域具有标志性意义.

3.3 铁-氮耦合对其他重金属的影响

研究[56]表明，铁氧化物对重金属镉有吸附作用，相比其他土壤，水稻土中亚铁含量较高.水稻生长期间，铁氧化物相互转化，影响土壤中镉的形态和活性，原本吸附于铁矿物表面的Cd2+经铁氧化还原活性增强.也有研究[32]发现，分蘖期时，水稻土水分含量较少，变为氧化状态，可溶性和交换性亚铁、土壤中微生物可还原铁以及亚硝态氮与各种形态镉均呈显著正相关.水稻土中大量铵根离子不仅提高土壤溶液离子交换速率，还同Cd2+竞争吸附电位[56]，影响镉的活性，这表明水稻土铁氮循环耦合共同作用影响土壤中镉的活性.

铁氧化还原过程还可以通过提高土壤固相表面负电荷数量，改变自身无定形或晶体结构以及与溶液中的Cd2+或离子团发生共沉淀降低Cd的活性[57].同时，NO3-促进水稻土对Cd的解吸；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.水稻土铁氮循环耦合会降低有效态Cd的含量以及随着pH上升降低其活性.

除了镉离子，固相界面下，过渡金属离子如Cu2+的存在也能够促进Fe2+与NO3-的化学反应[58].在中性厌氧环境下,氧化锰和NO3-可以介导Fe(Ⅱ)的化学氧化,高浓度的(>150 μmol/L)溶解性Cu2+也可以催化NO3-/NO2-的Fe(Ⅱ)的化学氧化过程[59].环境中铀污染通常由异化铁氧化菌处理，这类细菌以U(Ⅵ)作为电子受体将 U(Ⅵ)还原为不可溶的U(Ⅳ) ，从而降低其生物有效性，阻止铀的迁移[60].

我国科学家率先报道了基于硝酸盐调控的厌氧铁氧化微生物的铁-氮-砷耦合机制[61]且已被证实确实存在耦合[62].通常认为，砷迁移的主要原因是铁氧化菌驱动氧化铁还原溶解；而铁还原菌氧化Fe(Ⅱ)产生新的氧化铁矿物带正电荷，能够吸附AsO43-、CrO42-等带负电荷的金属离子.

4 影响水稻土中铁-氮耦合的因素

水稻土由各种地带性土壤、半水成土和水成土经人为耕作而成，受周期性干湿灌溉、施肥等因素影响较大，发生氧化还原反应、复盐基作用与盐基的淋溶，及黏粒的分解、迁移与淋失，改变原有的土壤特征，剖面的分异使其形成独有的土壤形态、理化和生物特征.

4.1 氧气含量

由于周期性的干湿交替，水稻土一直处于好氧和厌氧不断变化的环境.水稻土氮循环中的硝化、反硝化过程受氧气含量影响，硝化过程是严格的好氧过程，而反硝化过程反之[63]，进一步影响铁氮耦合过程.淹水土壤中，氧气的迅速消耗改变微生物菌群分布，土壤关键元素的氧化还原电子传递随之改变.Fe(Ⅱ)在酸性环境下稳定，但在中性环境下极易被氧气快速氧化，从而与生物亚铁氧化过程抗衡.中性厌氧FeOB菌只有在厌氧或低氧(<50 μmol·L-1) 条件下，与氧气不相上下，进行有效的生物亚铁氧化并与氮素耦合.

4.2 pH

土壤pH值直接制约铁氧化物活度,且呈显著负相关[64]，pH值每升高1个单位,活性铁的活度降低1 000倍[48].土壤pH是影响土壤中Fe(Ⅲ)生物有效性的关键因素[65].在厌氧酸性土壤中，Fe(Ⅲ)发生还原反应转变为Fe(Ⅱ)，因Fe(Ⅱ)溶解性更大，更容易被作物吸收，有效铁浓度升高，从而促进了土壤氮循环[26].低pH值也会加快土壤中铁氨氧化底物Fe(Ⅲ)和NH4+的释放[26].Yang等[40]认为，在pH>6.5的土壤中，铁氨氧化不会产生NO2-和NO3-.

长期施肥已导致中国农田土壤酸化.有学者[66]发现向酸性森林土壤中添加无定型氧化铁可以显著促进NH4+转变为N2，而且N2的产生量与pH值呈显著负相关.化学反硝化过程的NO2-在碱性土壤中能够短暂积累，但在酸性或弱酸性土壤中极不稳定.同时有研究发现pH值低的酸性土壤环境有利于提高铁氨氧化的反应速率[2].而酸性土壤N2O产生量也显著高于中性和微碱性条件.

在Fe2+和NO3-的化学氧化还原反应中发现NO3-还原速率与pH值呈正相关.也有研究[67]发现，高pH时，亚铁氧化主要发生非生物过程，而当pH低于3时，亚铁氧化主要受亚硝酸依赖亚铁氧化，光合细菌氧化以及嗜酸性亚铁氧化等生物过程调控.

pH值主要影响土壤铁氨氧化微生物群落.pH>6.5时，不会发生铁氨氧化，但有研究[68]表明碱性土壤中铁氨氧化依旧可以发生，这很大可能是其功能微生物群落的促进作用.因此，不同的pH值改变土壤中活性铁的活度，进而影响土壤铁氮耦合反应.

4.3 氧化还原电位

Fe(Ⅲ)和Fe(Ⅱ)之间的配比由氧化还原电位(Eh)调控，它能影响铁氮循环及其相互作用.土壤中几乎只存在Fe(Ⅲ)在Eh高于200 mV时；反之，Eh低于200 mV时，土壤中Fe(Ⅱ)的浓度随着Eh的降低而不断升高[69].但也有研究[70]发现，在Eh高于200 mV的水稻土中Fe(Ⅱ)仍然存在.土壤淹水后，土壤的性质会发生很大的变化，如Eh的降低、土壤pH趋于中性、离子交换频繁等.这时最敏感的元素是铁.水稻土中含有大量的铁氧化物对干湿交替引起的氧化还原电位的改变极为敏感，改变其价态及形态，协同影响水稻土中氮素的转化[12].

4.4 土壤类型

不同水稻土中铁素的背景值不同、存在形态不同，其干湿交替过程中铁-氮耦合过程也有差异.例如，小粉田归属于渗育型水稻土亚种，上层呈微酸性，中层近中性，下层微碱性，常伴有石灰性反应.有机质含量较丰富，供肥性好，渗育层有明显的铁沉积现象.青紫泥田归属于脱潜潴育型水稻土亚类.有机质含量较高，基础肥力好，保蓄性强，潜育层位较高，多呈酸性.土质黏重，耕性差，结构体表面有铁斑纹，下段发生微弱Fe(Ⅱ)反应.剖面游离氧化铁淹水还原，转移到潴育层氧化积淀，铁的活化度显著降低.烂泥田归属于潜育型水稻土亚种，土体糊软，呈青灰色，土壤长期处于淹水还原状态，因此其Fe(Ⅱ)反应剧烈[71].老黄筋泥田是低山丘陵区第四纪更新统红土母质形成的红壤性水稻土，属潴育型水稻土亚类.供肥保肥性好，保水排水性良好，缺磷少钾，有机质含量丰富.剖面铁的活化度从耕层往下呈明显下降趋势，而全铁量及铁的游离度(游离铁减去无定形铁与游离铁量之比)和晶化度(游离铁与全铁量之比)则递增[72]，说明活性铁在此水稻土发育过程中发生了巨大的形态变化及迁移作用.潴育层存在大量铁、锰沉积，因而经常出现铁、锰结核形成“焦塥”.

4.5 肥料种类

我国是世界上最大的水稻生产国，水稻种植面积约占粮食总种植面积的26.1%，稻谷年产量占粮食总产量的32.1%[73].施肥作为一项农业实践活动，不仅能丰富土壤有机质，改善作物营养，实现高产，同时能调控土壤微生物的活性、丰度和群落结构.

长期施肥的水稻土因大量的外源元素输入，以及本身干湿交替的周期性，影响结晶态铁向无定形铁的变化，氮素形态也在一定程度上发生改变，同时为铁氨氧化过程的发生提供了良好的环境[41].

4.5.1 氮肥

肥料的添加对水稻土氮循环功能微生物的丰度影响显著.在长期施氮肥的水稻土中，朱永官团队[74]发现长期施氮肥能促进Fe(Ⅲ)还原，减少氮素在乙酸盐同化的Fe(Ⅲ)还原菌群中的迁移.同样易博[2]研究发现，水稻土中氨氧化细菌(AOB)和铁氨氧化功能菌A6菌的丰度在氮肥施加6年后有明显提高.表明水稻土施加氮肥促进铁还原氨氧化过程，提高了氮素利用率.

4.5.2 有机肥

近期利用15N示踪技术发现，有机肥的加入，特别是复杂的碳源(如粪肥)，通过提高土壤硝态氮的微生物同化速率和降低土壤硝态氮浓度来减少氮素损失.有机肥的添加能够创造出适宜铁氨氧化A6菌生长的环境[41].在属水平上，厌氧粘细菌存在于秸秆有机肥处理中.厌氧粘细菌属作为3种代表性铁还原菌之一，在铁还原反应过程中发挥重要作用[75]，而其丰度的显著增加，说明此土壤中铁还原反应活跃.田间定位试验结果表明，稻田系统有机肥替代化肥的氮素利用效率由单施化肥的25%提升至35%，甚至高达48%.

综上，有机肥的投入不仅富集了大量铁还原微生物，而且为促进土壤中潜在的铁氨氧化过程奠定了基础.外源输入的有机物质和土壤本底的铁素构建的电子穿梭闭环能调节铁氨氧化过程.

4.5.3 有机-无机复混肥

有研究显示，铁氨氧化更适合在有机-无机肥混合施用的土壤环境中.王莹等[76]发现有机碳的加入为氧化铁活化创造了有效的环境条件，特别是猪粪、紫云英、稻草与化肥的长期配施，其中，猪粪配施化肥处理效果最为显著.易博[2]研究不同施肥处理下铁氨氧化的速率发现，使用化肥的处理N2产生速率较化肥-猪粪有机肥混施和化肥-秸秆还田有机肥混施处理降低49.6%～55.9%.相比单施化肥，有机肥的加入引起稻田土壤氮素循环多个过程改变，如加强氨化反应、协调硝化和反硝化反应、减少氨挥发和氮素损失[77]，这表明有机-无机肥混施更有利于铁氨氧化过程的发生.

5 讨论与展望

氮循环作为生物圈的基本循环，全面影响着人类的生活.而铁循环生物地球化学过程的重要性是逐步显现的.近年来，生物地球化学循环的研究逐步形成了全球尺度的多要素、多元素、多过程、多界面耦合的特征，铁循环及其与其他元素的耦合已经成为国际研究的前沿.目前活性铁对土壤氮素周转的影响机制研究还相对较少，所以对水稻土铁(Fe(Ⅱ)-Fe(Ⅲ))参与下氮素循环的生物-非生物耦合机制具有重要的理论和现实意义.

1)当前，我们只有对铁氮耦合代谢过程电子传递机制的宏观认识，未来研究应关注其微观的生理机制以及其带来的连锁效应，建立水稻根际微生物资源库以及核心微生物群的人工组装.

2)铁氮耦合转化过程中的反应机制、产物组成复杂，在研究手段上，目前大多采用同位素追踪法，今后可采用同位素标记技术结合微生物组方法，如DNA-SIP、SIP宏基因组学，有助于揭示参与某些底物周转的微生物；高通量测序与培养组学相结合的方法，揭示微生物在群落和纯培养水平上对元素循环的贡献.

3)目前水稻土铁氮耦合只停留在研究机制方面，还没有实际应用.现有研究表明，铁氨氧化过程未检测到N2O的产生，说明铁氮耦合减少了N2O的排放.因此铁氮耦合或许可以作为未来减少温室气体排放的方法，也为水稻田种植提供全新的施肥管理视野.