土壤中铁氧化还原过程可耦合氮、碳等元素的生物地球化学循环^[1-4]。土壤中铁（氢）氧化物不仅可在厌氧条件下被还原溶解，还原过程产生的Fe（II）亦可在近中性条件下被硝酸盐还原铁氧化微生物^[5-6]、不产氧光合微生物或者产氧光合微生物产生的氧再次氧化^[7-8]。硝酸盐依赖型亚铁氧化（nitrate- dependent ferrous oxidation，NDFO）和光合型亚铁氧化（photosynthetic ferrous oxidation，PFO）被认为是厌氧环境中Fe（II）的两种氧化途径^[6，8-9]。硝酸盐依赖型亚铁氧化是指Acidovorax等微生物利用$ {\text{NO}}_2^ - $等硝酸盐还原的产物对Fe（II）的化学氧化和微生物利用铁氧化酶对Fe（II）的直接氧化^[10-11]。有机络合态和固体态Fe（II）主要在细胞表面被氧化成矿，而无机溶解态Fe（II）还可进入细胞周质乃至细胞内膜氧化成矿^[11]。NDFO过程可释放N₂O等含氮温室气体而致土壤氮损失^[8，12]，且可促进土壤有机碳矿化^[13-14]而引起含碳温室气体排放；此外，Fe（II）氧化成矿过程可吸附和共沉淀多种重金属而为治理环境重金属污染提供了思路^[11，15]。光合型亚铁氧化是在厌氧光照条件下Cyanobacteria^[16]、photoferrotrophs ^[6]等光合微生物利用CO₂等无机碳光合作用产生的O₂对Fe（II）的化学氧化，或者直接以Fe（II）作为电子供体同化$ {\text{HCO}}_3^ - $等无机碳的不产氧光合作用的Fe（II）氧化过程，不仅被认为是前寒武纪铁带（BIF）形成的重要原因^[17-18]，而且可促进土壤碳^[19]、氮^[20]以微生物量碳氮的形态固持。

大量研究发现，硝酸盐依赖型亚铁氧化微生物和光合细菌均可在河流、近海沉积物等厌氧环境中^{[8- 9，21-25]}同时存在。Laufer等^[9]研究发现近海沉积物中光合型亚铁氧化微生物群落丰度随着沉积物深度的变化而降低，而硝酸盐依赖型亚铁氧化微生物群落丰度则不随深度变化。Melton等^[6]认为近海淡水湖沉积物中NDFO与PFO之间因为均需要Fe（II）作为电子供体而存在潜在的竞争关系。以往研究多以在特定条件下培养扩繁、分离鉴定的思路研究具有亚铁氧化功能微生物的生境及可能的种群关系，而对于其在自然环境中是否能表现出来关注较少。此外，河流、近海沉积物处于持续性淹水的近中性环境，而在季节性淹水的石灰性稻田土壤中二者是否可以同时表现及关系如何鲜见报道。黄河中下游稻田在水稻生长季大量施用氮肥且处于淹水厌氧状态，其铁氧化物的厌氧还原存在显著的光照调控效应^[26]，然而避光淹水时$ {\text{NO}}_3^ - $降幅达92%时并未观测到明显的亚铁氧化现象^[27]，原因如何亦不明晰。

因此，本研究以采自黄河中下游地区河南省孟津县的水稻土为样品，分别在光照或避光条件下，设置培养前添加$ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $和培养过程中添加$ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $的恒温厌氧泥浆培养试验，通过检测Fe（II）、$ {\text{NO}}_3^ - $和O₂动态变化及$ {\text{NH}}_4^ + $含量，研究石灰性水稻土中光合型亚铁氧化、硝酸盐依赖型亚铁氧化过程及两者的关系，对深入了解黄河中下游石灰性稻田土壤铁的生物地球化学循环及其耦合的氮素转化有重要意义。

供试土壤采自河南省孟津县会盟镇（34°48′59″N，112°39′85″E）稻田耕层（0~20 cm）。土壤样品采集后避光风干，研磨过1 mm筛备用。供试土壤样品基本性质如下：pH 8.16±0.08，游离铁（以Fe计）10.24±0.67 g·kg^–1，无定形铁2.20± 0.17 mg·g^–1，全氮1.49±0.00 g·kg^–1，$ {\text{NO}}_3^ - $ 34.33± 0.91 mg·kg^–1，$ {\text{NH}}_4^ + $ 13.3±0.70 mg·kg^–1，水溶性无机碳84.23±7.67 mg·kg^–1，水溶性有机碳143.9± 11.53 mg·kg^–1，阳离子交换量（CEC）14.95± 0.29 cmol·kg^–1。

试验采用水土比为1：1的厌氧泥浆恒温培养试验方法。试验设置5个处理：（1）仅加入去离子水作为对照；（2）培养开始前加入10 mmol·L^–1 NaNO₃溶液；（3）培养开始前加入10 mmol·L^–1 NH₄Cl；（4）加入去离子水培养7 d促使Fe（II）累积（前期研究发现培养7 d左右Fe（II）可累积至还原容量的90%），然后加入$ {\text{NO}}_3^ - $溶液继续培养（不打开瓶塞，使用注射器加入0.5 mL 70 mmol·L^–1 NaNO₃）使体系内$ {\text{NO}}_3^ - $达到10 mmol·L^–1；（5）加入去离子水培养7 d，然后加入10 mmol·L^–1 $ {\text{NH}}_4^ + $继续培养（不打开瓶塞，使用注射器加入0.5 mL 70 mmol·L^–1 NH₄Cl溶液）使体系内$ {\text{NH}}_4^ + $达到10 mmol·L^–1。将已准确称取3.000 g土样的西林瓶中加入上述溶液后用橡胶塞密封，充氮气排出空气后使用铝盖密封。上述5个处理的1/2置于光照培养箱（GSP-9270MBE，上海博讯）恒温（30±1℃）培养，分别记为LS、LN、LA、7LN、7LA；其余1/2置于避光培养箱（GNP-9270，上海鸿科）恒温（30±1℃）培养，分别记为DS、DN、DA、7DN、7DA。

培养过程中定期（对照和培养前加入$ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $处理于培养的第1、2、3、5、7、9、11、15、20、25、30天取样，培养7 d后加$ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $的处理在$ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $加入后按照上述时间间隔取样）测定样品顶空O₂浓度、泥浆中水溶性$ {\text{NO}}_3^ - $、$ {\text{NO}}_2^ - $和0.5 mol·L^–1 HCl可提取态Fe（II）。各处理随机取出3瓶，在不打开瓶塞的情况下使用光纤测氧仪（PreSens Microx 4 Trace，德国）测定顶空O₂含量^[25]。随后打开瓶塞用27 mL去离子水将泥浆洗出，过滤后取滤液用离子色谱（戴安ICS-900，DS5电导检测器，IonPac® AS14分析柱，ASRS® 300 4-mm抑制器，3.5 mmol·L^–1 Na₂CO₃/1.0 mmol·L^–1 NaHCO₃，流速1.2 mL·min^–1）测定水溶性$ {\text{NO}}_3^ - $、$ {\text{NO}}_2^ - $。各处理随机另取3瓶，充分摇匀后使用移液枪吸取泥浆0.4 mL置于装有4.6 mL 0.5 mol·L^–1 HCl、已称重的离心管中，再次称重并摇匀后置于避光（30±1℃）条件下浸提24 h后，用0.22 μm滤膜过滤后邻菲罗啉比色法测试0.5 mol·L^–1 HCl可提取态Fe（II）^[24]。培养37 d后采用1 mol·L^–1 KCl浸提—凯氏定氮法测定样品中$ {\text{NH}}_4^ + $含量：吸取浸提液5 mL，加入10 mol·L^–1 NaOH直接使用凯氏定氮仪（SKD-100，上海沛欧）蒸馏后滴定^[28]测定。

培养前土壤样品中$ {\text{NO}}_3^ - $采用去离子水提取（土水比1：10）过滤后离子色谱法测定，$ {\text{NH}}_4^ + $采用1 mol·L^–1KCl浸提—凯氏定氮法测定，具体操作及技术参数同上。其他理化性质采用常规方法测定^[28]。

避光培养过程中0.5 mol·L^–1 HCl可提取Fe（II）与培养时间的关系曲线采用文献[24]中提到的逻辑斯特方程（logistics）y=a/（1+be^–kx）拟合，并据此计算出铁还原容量（a）、Fe（II）还原速率常数（k）和Fe（II）最大还原速率（0.25ak）。由于培养过程中加入$ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $改变了曲线的局部趋势，因而对于7DN和7DA处理拟合时仅采用Fe（II）再次开始累积的数据。

光照条件下Fe（II）最大累积量、Fe（II）再氧化量和Fe（II）再氧化速率的计算与文献[29]相同。Fe（II）最大累积量为培养过程中Fe（II）最大含量，Fe（II）氧化量为Fe（II）最大累积量与培养结束Fe（II）含量之差，Fe（II）再氧化速率为Fe（II）再氧化量与氧化持续时间之比。

使用Microsoft Excel 2016处理数据，SPSS 23对数据进行单因素方差分析（one-way ANOVA），采用邓肯（Duncan）法进行显著性检验（P < 0.05），Origin 8.5作图。

避光培养过程中DS、DN、DA处理土壤中0.5 mol·L^–1 HCl可提取Fe（II）含量均表现为先升高随后保持平稳趋势（图 1a），未表现出明显亚铁氧化现象。虽然DN和DA处理铁还原容量与DS无显著差异，但其最大还原速率较DS分别降低了0.28 mg·g^–1·d^–1和0.33 mg·g^–1·d^–1，速率常数降低了0.15 d^–1和0.17 d^–1，且DN与DA之间无显著差异（表 1）。7DN、7DA处理土壤中Fe（II）在加入$ {\text{NO}}_3^ - $和$ {\text{NH}}_4^ + $后开始降低，9 d后重新开始增加。9 d时7DN和7DA处理Fe（II）含量较对照分别降低2.21 mg·g^–1和0.68 mg·g^–1，培养结束铁还原容量分别较对照降低0.64 mg·g^–1和0.17 mg·g^–1（图 1b）。此外，与DS相比，采用9 d后0.5 mol·L^–1 HCl可提取Fe（II）数据拟合的7DN处理铁还原最大速率和速率常数分别降低了0.35 mg·g^–1·d^–1和0.16 d^–1（表 1）。

注：图中误差线为标准差；DS、DN、DA、7DN和7DA处理分别代表避光条件下仅加入去离子水、培养开始前加入10 mmol·L–1 NaNO3溶液、培养开始前加入10 mmol·L–1 NH4Cl、7 d后加入10 mmol·L–1 NaNO3和7 d后加入10 mmol·L–1 NH4Cl。下同。   Note: Error bars represent standard deviation; the treatments of DS, DN, DA, 7DN and 7DA under dark represented only added deionized water, 10 mmol·L–1 NaNO3 added to the soil before incubation, 10 mmol·L–1 NH4Cl added to the soil before incubation, 10 mmol·L–1 NaNO3 added to soil at 7 d and 10 mmol·L–1 NH4Cl added to soil at 7 d, respectively. The same below. 图 1 避光条件下水稻土中0.5 mol·L–1 HCl可提取态Fe（II）含量动态（a. 培养前加入$ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $，b. 培养7 d时加入$ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $） Fig. 1 Dynamics of 0.5 mol·L–1 HCl extractable Fe(II)in the paddy soil incubated under dark(a. with $ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $ added before the incubation, b. with $ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $ injected after 7 days' incubation)

表 1 Table 1

表 1 $ \rm{NO}_3^ - $/$ \rm{NH}_4^ + $对避光条件下水稻土铁还原关键参数的影响 Table 1 Effect of $ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $ amendment on key parameters of iron reduction in the paddy soil incubated under dark 处理 Treatment 铁还原容量 Iron reduction capacity/ （mg·g–1） 最大还原速率 Max iron reduction rate/ （mg·g–1·d–1） 还原速率常数 Reduction rate constant/ d–1 决定系数R2 统计学概率 P DS 7.42±0.22a 0.75±0.20b 0.40±0.12a 0.84 < 0.01 DN 7.52±0.19a 0.47±0.07c 0.25±0.04b 0.94 < 0.01 DA 7.42±0.09a 0.42±0.04cd 0.23±0.02b 0.98 < 0.01 7DN* 6.78±0.16c 0.40±0.10d 0.24±0.07b 0.87 < 0.01 7DA* 7.25±0.03b 0.81±0.09a 0.45±0.06a 0.98 < 0.01 注：表中数据为平均值±标准差；同列不同字母表示差异达到显著水平（P < 0.05）；标记*的处理表示从9 d开始采用logistic方程对Fe（II）含量变化拟合。下同。Note：Mean ± Std；Different letters in the same column mean significant difference at 0.05 level；The treatments of labeled with * respond fitting the changes of Fe（II）with logistic after 9 d. The same below.

表 1 $ \rm{NO}_3^ - $/$ \rm{NH}_4^ + $对避光条件下水稻土铁还原关键参数的影响 Table 1 Effect of $ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $ amendment on key parameters of iron reduction in the paddy soil incubated under dark

光照各处理土壤中Fe（II）均先升高后降低（图 2），均表现明显的Fe（II）氧化现象，表观Fe（II）氧化量为1.99 mg·g^–1。光照时Fe（II）氧化因$ {\text{NO}}_3^ - $的加入而被显著提升。7LN处理Fe（II）氧化量较LS显著提高0.57 mg·g^–1。虽然LN处理Fe（II）氧化量与LS处理无显著差异，但是LN处理Fe（II）最大累积量较LS低0.42 mg·g^–1，最终Fe（II）含量较LS低0.44 mg·g^–1（表 2）。

注：LS、LN、LA、7LN和7LA处理分别代表光照条件下仅加入去离子水、培养开始前加入10 mmol·L–1 NaNO3溶液、培养开始前加入10 mmol·L–1 NH4Cl、7 d后加入10 mmol·L–1 NaNO3和7 d后加入10 mmol·L–1 NH4Cl。下同。   Note: the treatments of LS, LN, LA, 7LN and 7LA under illumination represented only added deionized water, 10 mmol·L–1 NaNO3 added to the soil before incubation, 10 mmol·L–1 NH4Cl added to the soil before incubation, 10 mmol·L–1 NaNO3 added to soil at 7 d and 10 mmol·L–1 NH4Cl added to soil at 7 d, respectively. The same below. 图 2 光照条件下土壤中0.5 mol·L–1 HCl可提取态Fe（II）含量变化（a. 培养前加入$ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $，b. 培养7 d时加入$ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $） Fig. 2 Content of 0.5 mol·L–1 HCl extractable Fe(II)in paddy soil under illuminated incubation(a. with $ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $ added before the incubation, b. with $ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $ injected after 7 days' incubation)

表 2 Table 2

表 2 光照下加入$ \rm{NO}_3^ - $/$ \rm{NH}_4^ + $对水稻土中铁还原氧化特征的影响 Table 2 Effect of $ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $ amendment on iron redox characteristics in the paddy soil under illumination 处理 Treatments Fe（II）最大累积量 Max cumulative Fe（II）/（mg·g–1） Fe（II）最终含量 Final Fe（II）content/（mg·g–1） Fe（II）氧化量 Fe（II）oxidation/（mg·g–1） Fe（II）再氧化速率 Fe（II）oxidation rate/（μg·g–1·d–1） LS 5.15±0.10a 3.16±0.16a 1.99±0.16c 62.11±5.08d LN 4.73±0.07b 2.72±0.10bc 2.02±0.11c 63.04±3.29cd LA 5.17±0.12a 2.85±0.01b 2.31±0.10b 66.06±2.93bc 7LN 5.15±0.10a 2.59±0.10c 2.56±0.13a 73.03±3.65a 7LA 5.15±0.10a 2.78±0.06bc 2.37±0.10b 67.64±2.98b

表 2 光照下加入$ \rm{NO}_3^ - $/$ \rm{NH}_4^ + $对水稻土中铁还原氧化特征的影响 Table 2 Effect of $ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $ amendment on iron redox characteristics in the paddy soil under illumination

避光时整个培养过程顶空中O₂含量维持在3.87±0.26 μmol·L^–1，7 d时采用注射器外加$ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $未引起体系O₂含量波动（图 3）。光照时各处理O₂含量均表现为先快速升高，后逐渐趋于稳定。$ {\text{NO}}_3^ - $的加入显著提高了O₂产生量，LN和7LN处理O₂产生量增加了47.5 μmol·L^–1和15.9 μmol·L^–1。加入$ {\text{NH}}_4^ + $降低了O₂产生量，LA和7LA处理O₂含量分别降低了41.1 μmol·L^–1和43.2 μmol·L^–1。

图 3 加入$ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $后水稻土顶空O2含量动态变化（a. 培养前加入，b. 培养7 d后加入） Fig. 3 Dynamic changes of O2 content in the headspace of paddy soil with $ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NH}}_4^ + $ amendment(a. amended before the incubation, b. amended after 7 days' incubation)

培养前土壤中$ {\text{NO}}_3^ - $含量为34.33 mg·kg^–1，加入10 mmol·L^–1 $ {\text{NO}}_3^ - $的土壤经过1 d的避光培养后体系$ {\text{NO}}_3^ - $仅为1.93 mg·kg^–1（图 5）；光照培养1 d后体系中$ {\text{NO}}_3^ - $含量为24.6 mg·kg^–1，至3 d时仅为1.21 mg·kg^–1，显示光照和避光体系中均发生了$ {\text{NO}}_3^ - $的还原。避光培养7 d后再加入$ {\text{NO}}_3^ - $的7DN处理在8 d时体系中$ {\text{NO}}_3^ - $含量为54.09 mg·kg^–1，至第10天时仅为1.33 mg·kg^–1，与DN处理无显著差异。对应的7LN处理在8 d时$ {\text{NO}}_3^ - $含量为118 mg·kg^–1，虽然随后逐渐降低，但培养结束仍有39.0 mg·kg^–1 $ {\text{NO}}_3^ - $存在，表现出了光照对$ {\text{NO}}_3^ - $还原的抑制作用。

图 4 培养过程中水稻土中水溶性$ {\text{NO}}_3^ - $/$ {\text{NO}}_2^ - $含量变化（a. $ {\text{NO}}_3^ - $含量变化，b. $ {\text{NO}}_2^ - $含量变化） Fig. 4 Content of water-soluble$ {\text{NO}}_3^ - $in paddy soil during incubation(a. content change of$ {\text{NO}}_3^ - $, b. content change of $ {\text{NO}}_2^ - $)

图 5 水稻土中$ {\text{NH}}_4^ + $含量（a. 避光，b. 光照） Fig. 5 Content of $ {\text{NH}}_4^ + $ in paddy soil(a. incubated under dark, b. incubated under illuminated)

$ {\text{NO}}_2^ - $的检测结果显示DN处理和LN处理的$ {\text{NO}}_2^ - $一直维持在1.0 mg·kg^–1左右。7DN处理$ {\text{NO}}_2^ - $累积明显，$ {\text{NO}}_2^ - $含量在8 d时可达57.51 mg·kg^–1，随后降低并维持在2.0 mg·kg^–1左右，表现出$ {\text{NO}}_3^ - $向$ {\text{NO}}_2^ - $的转化，$ {\text{NO}}_2^ - $在培养过程中进一步被消耗。虽然7LN处理的$ {\text{NO}}_2^ - $动态与避光培养相同（图 4b），然而其$ {\text{NO}}_2^ - $在10 d仅达21.01 mg·kg^–1，也表现出了光照对$ {\text{NO}}_2^ - $累积的抑制。

培养前风干土样$ {\text{NH}}_4^ + $含量13.3 mg·kg^–1，避光培养结束土壤$ {\text{NH}}_4^ + $含量138.7~205.1 mg·kg^–1（图 5a），而光照培养结束土壤$ {\text{NH}}_4^ + $含量62.8~68.6 mg·kg^–1（图 5b）。经过淹水尤其是避光淹水过程，$ {\text{NH}}_4^ + $含量显著增加。

避光培养37 d后DN处理$ {\text{NH}}_4^ + $含量与DS无显著差异，7DN处理$ {\text{NH}}_4^ + $含量增加了18.4 mg·kg^–1，表明避光体系存在$ {\text{NO}}_3^ - $被还原成$ {\text{NH}}_4^ + $。DA、7DA处理$ {\text{NH}}_4^ + $含量较DS分别增加了33.8 mg·kg^–1和66.4 mg·kg^–1（图 5a）。避光淹水37 d后DA和7DA处理的$ {\text{NH}}_4^ + $回收率仅为24.1%和47.4%。光照培养后LS、LN、LA、7LN处理$ {\text{NH}}_4^ + $含量之间无显著差异，7LA处理较LS处理$ {\text{NH}}_4^ + $仅增加了3.8 mg·kg^–1，表现出明显的氮素损失。

本研究结果显示，采自黄河中游稻田的石灰性水稻土在培养7 d后加入$ {\text{NO}}_3^ - $，在避光条件下硝酸盐减少的同时氧化2.21 mg·g^–1的Fe（II）。由于避光时体系O₂维持在极低水平（< 5 μmol·L^–1），且避光培养7 d外加硝酸盐后顶空O₂未产生波动（图 3），故7DN处理在加入$ {\text{NO}}_3^ - $后的Fe（II）氧化现象主要是由NDFO过程所致。培养前加入的$ {\text{NO}}_3^ - $在培养1 d后仅余24.6 mg·kg^–1，2 d后已与未加硝酸盐对照无显著差异（图 4a）。纵然是培养7 d后加入10 mmol·L^–1 $ {\text{NO}}_3^ - $，3 d后体系中$ {\text{NO}}_3^ - $与未加无异（图 4a），且Fe（II）再次开始累积（图 1b）。因此，培养前加入10 mmol·L^–1 $ {\text{NO}}_3^ - $未见Fe（II）氧化现象的原因可能是NDFO可在$ {\text{NO}}_3^ - $消耗殆尽时停止，而氧化产生的Fe（III）可被再次还原。这也可能是培养前加入$ {\text{NO}}_3^ - $在光照条件下并未显著促进Fe（II）氧化的主要原因。此外，7 d加入10 mmol·L^–1 $ {\text{NO}}_3^ - $后，体系中出现明显的$ {\text{NO}}_2^ - $累积和与Fe（II）同时降低的趋势，说明体系中存在硝酸盐还原产物$ {\text{NO}}_2^ - $对Fe（II）氧化过程，与Li等^[30]研究结果一致。

淹水光照时石灰性水稻土中Fe（II）在5 d左右达到最大，5 d后表现为亚铁氧化。已有研究^[8，31]发现，光照下Fe（II）可被光合产氧菌如Cyanobacteria、Chlorobium strain N1产生的O₂氧化，而本研究光照下3 d后O₂开始快速累积且与体系Fe（II）之间存在极显著负相关关系（P < 0.01），决定系数介于0.52 ~ 0.92之间（图 6），说明体系内的Fe（II）氧化现象主要为光合细菌光合产氧所致^[8]。光照下7LN处理培养结束时Fe（II）氧化量相对于LS处理显著提高0.57 mg·g^–1（表 2），且体系中出现明显的$ {\text{NO}}_2^ - $的累积（图 4b），说明了石灰性水稻土中NDFO在光照条件下亦可存在。

注：图a、b、c、d和e分别代表LS、LN、LA、7LN和7LA处理。   Note: the serial numbers a, b, c, d, and e in the figure represent treatments of LS, LN, LA, 7LN and 7LA, respectively. 图 6 厌氧培养过程中Fe（II）与顶空O2关系 Fig. 6 Relationship between Fe(II)and O2 during anaerobic incubation

Melton等^[6]发现淡水湖泊干沉积物中光合型铁氧化菌可达3.4×10⁵ g^–1，硝酸盐还原Fe（II）氧化菌为6.3×10⁴ g^–1。本研究发现，避光时NDFO可达2.21 mg·g^–1且无PFO，而光照时PFO为1.99 mg·g^–1，NDFO仅为0.57 mg·g^–1，说明光照可能激活光合型铁氧化菌而抑制NDFO。7 d时加入$ {\text{NO}}_3^ - $光照培养30 d后体系中依然有18 mg·kg^–1的$ {\text{NO}}_3^ - $存在，而培养前加入$ {\text{NO}}_3^ - $在2 d后即与未加处理无显著差异（图 4a）。此外，光照时体系中$ {\text{NO}}_2^ - $含量也低于避光。表现出光照对硝酸盐还原的抑制作用。这说明石灰性水稻土中硝酸盐依赖型亚铁氧化可能主要是通过$ {\text{NO}}_2^ - $对Fe（II）的氧化实现的。试验结果显示光照时细菌的光合产生了大量O₂（图 3），且同作为电子受体O₂可先于硝酸盐被还原^[23]。故本研究体系中O₂与$ {\text{NO}}_3^ - $对电子的竞争作用可能是本研究中光照抑制淹水石灰性水稻土中NDFO的主要原因。

$ {\text{NH}}_4^ + $可直接作为电子供体还原铁^[32–33]。有趣的是，光照时$ {\text{NH}}_4^ + $的加入不仅未对铁还原表现出促进作用，反而增加了Fe（II）氧化量和氧化速率（表 2），表现出了对亚铁氧化的促进作用。然而，加$ {\text{NH}}_4^ + $处理体系O₂累积量降低了41.1~43.2 µmol·L^–1（图 3）。这就说明$ {\text{NH}}_4^ + $对Fe（II）氧化的促进作用可能不是通过促进O₂产生而促进PFO，而是光照条件下体系内大量累积的O₂（图 3）促使$ {\text{NH}}_4^ + $氧化为$ {\text{NO}}_2^ - $^[34]，而$ {\text{NO}}_2^ - $可参与NDFO而促进Fe（II）氧化。

本实验土壤中$ {\text{NO}}_3^ - $在经过37 d培养后显著降低（图 4a），导致$ {\text{NH}}_4^ + $增加，尤其是避光培养7 d加$ {\text{NO}}_3^ - $后土壤$ {\text{NH}}_4^ + $显著增加（图 5），说明了体系中也存在$ {\text{NO}}_3^ - $还原为$ {\text{NH}}_4^ + $^[35]。相对于$ {\text{NO}}_3^ - $，$ {\text{NH}}_4^ + $更易固定于土壤中^[36]。NDFO过程中硝酸盐还原可能降低$ {\text{NO}}_3^ - $引起水体富营养化的潜在风险。众多研究表明，NDFO过程中$ {\text{NO}}_3^ - $可被还原为$ {\text{NO}}_2^ - $（2Fe（II）+$ {\text{NO}}_3^ - $ + 2H⁺ → 2Fe（III）+ $ {\text{NO}}_2^ - $ + H₂O）^[31，37]，$ {\text{NO}}_2^ - $还可进一步在氧化亚铁的同时还原为温室气体N₂O（4Fe（II）+ 2$ {\text{NO}}_2^ - $ +5H₂O→ 4FeOOH + N₂O+6H⁺）^[38]。光照条件下NDFO和PFO可共存，虽然光照条件下仍有$ {\text{NO}}_2^ - $参与的非生物Fe（II）氧化现象，但光照条件下$ {\text{NO}}_3^ - $还原受阻（图 4a），NDFO被抑制。说明光照可能降低温室气体N₂O的排放风险。此外，光照下PFO和NDFO共存显著提高了Fe（II）氧化量（表 2），促进了不溶于0.5 mol·L^–1 HCl的铁（氢）氧化物的形成。而铁（氢）氧化物可通过表面吸附或成矿过程的共沉淀固定土壤中Cd等重金属，从而降低其生物有效性，为修复土壤重金属污染提供了新的思路^[3，11]。

硝酸盐依赖型亚铁氧化（NDFO）与光合型亚铁氧化（PFO）现象均可在淹水的石灰性水稻土中存在。避光时氧化产生的Fe（III）可被再次还原，导致NDFO过程被掩盖。光照下土壤亚铁氧化以光合型亚铁氧化为主，光照可抑制硝酸盐还原而抑制NDFO。NDFO和PFO均可促进Fe（II）氧化成矿，通过表面吸附或共沉淀钝化固定重金属，为土壤重金属修复提供新思路。