我國農(nóng)田中砷污染現(xiàn)狀及微生物修復(fù)機理的研究與展望

馮秋分，蘇世鳴，曾希柏，張楊珠，李蓮芳，白玲玉，段 然，林志靈

（1.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，長沙 湖南 410128；2.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所/農(nóng)業(yè)部農(nóng)業(yè)環(huán)境重點實驗室，北京 100081）

砷（As）位于元素周期表33號，與磷是同族元素，因其化學(xué)性質(zhì)與其他重金屬相似，所以被認(rèn)為是一種類金屬元素，也是五毒金屬（砷、汞、鉻、鉛、鎘）之一。農(nóng)田中的砷來源主要是土壤的成土母質(zhì)和人類的各種工業(yè)、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動，如含砷礦產(chǎn)的開采、冶煉，化學(xué)肥料，含砷殺蟲劑、防腐劑的使用等。環(huán)境中砷的形態(tài)復(fù)雜多樣，主要以無機形態(tài)和有機形態(tài)存在，無機態(tài)如五價砷[As（V）]和三價砷[As（III）]，有機形態(tài)如 MMA（一甲基砷）、DMA（二甲基砷）和TMA（三甲基砷）等[1]。在自然環(huán)境中，砷主要以無機砷為主，且As（III）的毒性大約是As（V）的60倍，而無機形態(tài)砷的毒性則要高于有機形態(tài)。

1 農(nóng)田中砷的污染現(xiàn)狀及主要治理方式

砷的污染是世界性的問題，我國亦是砷污染較為嚴(yán)重的國家之一。特別是近年來發(fā)生的一系列污染事件，如湖南郴州（2001年）、河南省民權(quán)縣大沙河與昆明陽宗海（2008年）等水體及土壤中的砷污染，某些地區(qū)水稻等農(nóng)產(chǎn)品中砷及某些重金屬含量超標(biāo)等問題，均給農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境和農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全帶來較大威脅，造成了較大的社會影響。農(nóng)田土壤中累積的砷不僅能通過地表徑流及淋洗等方式污染水體，還可能通過食物鏈的方式進入人體，給人類鍵康帶來較大的隱患。曾希柏等[2]對我國不同區(qū)域農(nóng)田中砷的含量狀況進行了統(tǒng)計分析，結(jié)果表明，我國菜地土壤中砷的累積較為明顯，所統(tǒng)計的樣本中有44.2%存在不同程度的砷累積現(xiàn)象，9.2%的樣本砷含量超標(biāo)。另據(jù)調(diào)查，我國含砷礦區(qū)周邊農(nóng)田中砷污染現(xiàn)象最為嚴(yán)重，其中湖南省石門縣雄黃礦附近的農(nóng)田和郴州市砷污染區(qū)農(nóng)田中砷含量分別高達(dá)932.1 mg/kg和300 mg/kg[3]。綜合比較，我國農(nóng)田砷含量超標(biāo)甚至污染的區(qū)域主要分布于含砷礦區(qū)及冶煉區(qū)周邊，而在農(nóng)業(yè)主產(chǎn)區(qū)砷累積的趨勢則較為明顯。相對于砷污染地區(qū)，我國農(nóng)業(yè)主產(chǎn)區(qū)土壤中砷累積的趨勢應(yīng)引起較大的關(guān)注。

針對農(nóng)田土壤中砷的污染現(xiàn)狀及其可能的環(huán)境風(fēng)險，眾多學(xué)者開展了砷污染環(huán)境修復(fù)的研究，主要的修復(fù)技術(shù)包括：工程修復(fù)、物理化學(xué)修復(fù)[4]和植物修復(fù)[5]等，盡管這些技術(shù)的發(fā)現(xiàn)和應(yīng)用取得了令人可喜的進展，但從目前的情況來看，修復(fù)成本高、時間長，植物修復(fù)中的植株后處理困難等問題尚難以解決，且無法與當(dāng)?shù)剞r(nóng)業(yè)生產(chǎn)實現(xiàn)同步，在一定程度上制約了這些技術(shù)的發(fā)展和應(yīng)用。

2 砷污染農(nóng)田的微生物修復(fù)或調(diào)控法

微生物在砷的地球化學(xué)循環(huán)中起到了非常重要的作用。微生物作用下 As（V）、As（III）和有機形態(tài)如MMA、DMA和TMA之間可以發(fā)生轉(zhuǎn)化。無機形態(tài)的As（V）和 As（III）可以通過氧化和還原相互轉(zhuǎn)化，而后者還可以經(jīng)甲基化作用生成甲基態(tài)砷，這即是所謂的砷形態(tài)轉(zhuǎn)化的Challenger機理。因此，可以借助環(huán)境中某些微生物對砷的作用過程達(dá)到修復(fù)或調(diào)控砷污染環(huán)境的目的。Murugesan等[6]的研究表明，在紅茶發(fā)酵廢液中分離出來的菌株，經(jīng)過FeCl3處理后能作為砷污染地下水的修復(fù)材料，在砷污染的地下水樣品中培養(yǎng)30 min后能將水體中的As（III）完全吸附，培養(yǎng)90 min后能吸附水中77%的As（V）。在土壤環(huán)境下，可以通過生物體對砷的累積而將砷“固定”，或者是將砷轉(zhuǎn)化為毒性相對較低的形態(tài)，或促進含砷化合物與土壤膠體等的絡(luò)合/沉淀，進而減少植物對砷的累積量。因此，微生物修復(fù)被認(rèn)為是一種有潛力、經(jīng)濟且實效的調(diào)控砷污染土壤的方法[7]。

3 微生物對農(nóng)田環(huán)境中砷的吸附、累積及相關(guān)機理

近年來，許多對環(huán)境中砷具有累積與揮發(fā)能力的微生物被相繼分離、鑒定，在一定程度上為利用微生物修復(fù)或調(diào)控砷污染環(huán)境提供了有效的微生物材料。Srivastava 等[8]的研究表明，10 mg/L As（V）培養(yǎng) 21 d 之 后 Trichoderma sp.（FA-06），sterilemycelial strain （FA-13），Neocosmospora sp.（FA-03），Rhizopus sp.（FA-19）和Penicillium sp.（FA-18）菌株，能分別將環(huán)境中 29.86%、27.65%、26.69%、25.22%和22.31%的砷揮發(fā)到大氣中。Cerňansky等[9-10]在高砷含量的沉積物中分離得到一株砷吸收能力較強的耐高溫真菌，該真菌幾乎能將所吸收的砷全部以氣態(tài)形式釋放到體外，可用于砷污染土壤的修復(fù)。Zeng等[11]和Su等[12]從湖南省石門縣雄黃礦區(qū)與郴州市的砷污染農(nóng)田土壤中，分離得到3株具有高耐砷能力的真菌，分別為棘孢木霉、微紫青霉和尖孢鐮刀菌。經(jīng)研究表明：該3株真菌均具有較高的砷累積與揮發(fā)能力，其中棘孢木霉與微紫青霉對砷的累積與揮發(fā)能力均是第一次被研究發(fā)現(xiàn)。但從總體來看，目前報道的耐砷微生物中有強累積與揮發(fā)能力的還相對較少，環(huán)境微生物與砷作用的相關(guān)機理研究還有待深入挖掘。

微生物對砷的累積包括基于細(xì)胞壁以及自身代謝產(chǎn)物對砷的吸附，同時也包括通過新陳代謝作用的砷在細(xì)胞體內(nèi)的累積[13]。Su等[12]研究發(fā)現(xiàn)，砷在高耐砷真菌細(xì)胞內(nèi)外的分布有所不同，棘孢木霉和尖孢鐮刀菌細(xì)胞壁外吸附砷和胞內(nèi)累積砷的含量分別占其總累積砷量的82.2%和63.4%，而微紫青霉在細(xì)胞內(nèi)與細(xì)胞壁外累積的砷含量比例大致相同，并認(rèn)為這可能與各株菌不同的耐砷機理相關(guān)。Patel等[14]的研究表明，微生物細(xì)胞內(nèi)砷的存在形態(tài)主要為 As（III）和 As（V），且有相對少量的砷以As-S鍵的形式存在，進一步研究表明，微生物累積的砷大部分（75%）存在于細(xì)胞質(zhì)相中，少量的砷存在于細(xì)胞周質(zhì)、碎屑與膜的成分中。有研究表明，一些微生物細(xì)胞壁外含有大量的帶正、負(fù)電的基團，如氨基、咪唑、肽聚糖、碳水化合物、去磷酯酸等，以及微生物代謝產(chǎn)生的胞外聚合類物質(zhì)等，均可與環(huán)境中的多種重金屬元素進行電荷吸附或?qū)Ｐ晕絒15-16]。

4 微生物對農(nóng)田環(huán)境中砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化及影響因素

環(huán)境中的微生物主要通過還原與甲基化作用將砷轉(zhuǎn)化為揮發(fā)性的化合物從而排出體外，該過程即揮發(fā)作用，主要表現(xiàn)為砷形態(tài)的轉(zhuǎn)化。Su等[17]研究了As（V）存在條件下，棘孢木霉、微紫青霉和尖孢鐮刀菌對砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化，結(jié)果表明：環(huán)境中的As（V）在該3株真菌的細(xì)胞內(nèi)主要發(fā)生了還原與甲基化作用，同時將生成的As（III）排放到細(xì)胞外。Yin等[18]研究了一株藍(lán)藻體內(nèi)砷的累積與形態(tài)的轉(zhuǎn)化，結(jié)果表明，當(dāng)環(huán)境中存在As（III）時，該菌能快速將 As（III）氧化為 As（V），且該氧化過程僅出現(xiàn)于胞內(nèi)，并認(rèn)為能利用該菌株對砷的累積能力移除環(huán)境中砷。此外，適宜的培養(yǎng)環(huán)境對砷的累積與形態(tài)轉(zhuǎn)化有很大的影響，比如pH值，Eh值，溫度，磷、碳水化合物、氨基酸及重金屬元素的含量等因素，當(dāng)環(huán)境條件適合時，會較大輻度的增加微生物對砷的累積與揮發(fā)量[17]。Bentley和Chasteen[19]研究認(rèn)為，不同的微生物生長有不同的最佳pH、Eh條件，在此條件下其對砷的甲基化速率最大，當(dāng)環(huán)境中pH為5.0時，土生假絲酵母菌Candida humicola.更易于轉(zhuǎn)化生成TMA。

5 展望

近年來，利用微生物修復(fù)砷污染農(nóng)田環(huán)境已成為研究的熱點之一。但相對而言，目前具有高累積與揮發(fā)砷能力的微生物研究還較少，相關(guān)機理的研究有待進一步深入。此外，在土壤環(huán)境中，該類微生物的生長、繁殖還受多種土壤因素的影響，這些都決定著該類微生物對砷作用能力的發(fā)揮。因此，在今后的研究中，微生物與農(nóng)田環(huán)境中砷之間的作用機制，以及土壤環(huán)境因素對該過程的影響將是進一步研究的重點。

[1]和秋紅，曾希柏.土壤中砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化及其分析方法[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2008，19（12）：2763-2768.

[2]曾希柏，李蓮芳，梅旭榮.中國蔬菜土壤重金屬含量及來源分析[J].中國農(nóng)業(yè)科學(xué)，2007，40（11）：2507-2517.

[3]李蓮芳，曾希柏，白玲玉，等.石門雄黃礦周邊地區(qū)土壤砷分布及農(nóng)產(chǎn)品健康風(fēng)險評估[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2010，21（11）：2946-2951.

[4]Jain C K,Singh R D.Technological options for the removal of arsenic with special reference to South East Asia[J].Journal of Environmental Management,2012,107:1-18.

[5]陳同斌，韋朝陽，黃澤春，等.砷超富集植物蜈蚣草及其對砷的富集特征[J].科學(xué)通報，2002，47（3），207-210.

[6]Murugesan G S,Sathishkumar M,Swaminathan K.Arsenic removal from groundwater by pretreated waste tea fungal biomass[J].Bioresource Technology,2006,97:483-487.

[7]Tabak H H,Lens P,Hullebusch E D,et al.Microbial processes and mechanisms affecting bioremediation of metal contamination and influencing metal toxicity and transport[J].Reviews in Environmental Science and Biotechnology,2005,4:115-156.

[8]Srivastava P K,Vaish A,Dwivedi S,et al,2011.Biological removal of arsenic pollution by soil fungi[J].Science of the Total Environment,2011,409:2430-2442.

[9]Cerňansky S,Urík M,Sevc J,et al.Biosorption and biovolatilization of arsenic by heat-resistant fungi[J].Environmental Science Pollution and Research,2007,14:31-35.

[10]Cerňansky S,Koleník M,Sevc J,et al.Fungal volatilization of trivalent and pentavalent arsenic under laboratory conditions[J].Bioresource Technology,2009,100:1037-1040.

[11]Zeng X B,Su S M,Jiang X L,et al.Capability of pentavalent arsenic bioaccumulation and biovolatilization of three fungal strains under laboratory conditions[J].Clean-Soil Air Water,2010,38（3）:238-241.

[12]Su S M,Zeng X B,Bai L Y,et al.Bioaccumulation and biovolatilization of pentavalent arsenic by Penicillin janthinellum,Fusarium oxysporum,and Trichoderma asperellum under laboratory conditions[J].Current Microbiology,2010,61:261-266.

[13]Páez-Espino D,Tamames J,Lorenzo V,et al.Microbial responses to environmental arsenic[J].Biometals,2009,22:117-130.

[14]Patel P C,Goulhen F,Boothman C,et al.Arsenate detoxification in a Pseudomonad hypertolerant to arsenic[J].Archives of Microbiology,2007,187:171-183.

[15]Loukidou M X,Matisa K A,Zouboulisa A I,et al.Removal of as（V）from wastewaters by chemically modified fungal biomass[J].Water Research,2003,37:4544-4552.

[16]Hietala K A,Roane T M.Chapter 11:Microbial remediation of metals in soils.Singh A.et al.（eds.）,Advances in Applied Bioremediation[J].Soil Biology,2009,17,201-211.

[17]Su S M,Zeng X B,Bai L Y,et al.Arsenic biotransformation by arsenic-resistant fungi Trichoderma asperellum SM-12F1,Penicillium janthinellum SM-12F4,and Fusarium oxysporum CZ-8F1[J].Science of the Total Environment,2011,409,5057-5062.

[18]Yin X X,Wang L H,Bai R,et al.Accumulation and transformation of arsenic in the blue-green alga Synechocysis sp.PCC6803[J].Water,Air,&Soil Pollution,2012,223:1183-1190.

[19]Bentley R,Chasteen T G.Microbial methylation of metalloids:arsenic,antimony and bismuth[J].Microbiology and Molecular Biology Reviews,2002,66（2）:250-271.