土壤-水稻系統砷的生物地球化學過程研究進展

吳 川，安文慧，薛生國，江星星，崔夢倩，錢子妍

（中南大學冶金與環境學院，長沙 410083）

砷化合物是自然界中普遍存在的環境毒物，被美國環境保護局（EPA）、有毒物質和疾病登記處（ATS?DR）列為有害物質優先排序清單的首位[1]。在全球，砷（As）污染已成為一個嚴峻的環境問題，例如東亞和東南亞地區，大約有6000萬人面臨As中毒的風險[2]。As會造成心血管疾病、糖尿病、周圍神經病變和外周血管病等，懷孕期間接觸As會導致流產、嬰兒出生體重低以及嬰兒發育遲緩，長期飲用含As的水和食用含As食物或長期暴露在含As的環境中還會致癌[1，3]。2014年，原環保部和原國土資源部對我國土壤污染狀況的調查表明，19.4%的農田土壤遭受污染，其中重金屬和類金屬污染土壤占據82.4%，而As是5種主要超標重金屬之一[3]。除火山活動、巖石風化等地球化學過程導致自然源As釋放之外，采礦、冶煉、殺蟲劑、含As地下水灌溉等人為活動也可導致土壤As的高度累積[1，4]。在As污染土壤生長的水稻，由于其生存的淹水環境顯著增加了As的遷移性和生物有效性，因而土壤中的As被大量吸收并在谷物中積累[5-7]。水稻是世界近30億人的主食，尤其在亞洲地區，水稻As污染給以其為主食的人群帶來了潛在的健康威脅[8]。近年來，水稻As污染及As誘發癌癥的報道屢見不鮮，并引發了密切的關注。

1 As形態及轉運

1.1 As形態及吸收

As的遷移轉運是導致其暴露風險的主要原因。在還原環境中，As通常以亞砷酸鹽陰離子（HxAsO3x-3）的三價態As（Ⅲ）形式存在；在氧化環境中，As通常以砷酸鹽陰離子（HxAsO4x-3）的五價態As（Ⅴ）形式存在，其中As（Ⅴ）對鐵、鋁和錳的氧化物具有較強特異性親合力，從而可以吸附在土壤/沉積物中的礦物質上[9]。除了無機砷As（Ⅲ）和As（Ⅴ）以外，土壤中還存在較低含量的有機砷，如單甲基砷（MMA）和二甲基砷（DMA）[10]。無機砷的毒性遠大于有機砷，而As（Ⅲ）的毒性是As（Ⅴ）的幾十倍，因而總As濃度及As形態都是評價As污染環境風險的主要指標[11]。

在稻田淹水條件下，土壤中釋放出的As被水稻根系吸收，并進一步在谷物中累積。不同As形態吸收機制存在差異：無機砷酸鹽[As（Ⅴ）]是一種磷酸鹽類似物，可以被磷酸鹽轉運蛋白吸收從而進入到根中；而無機亞砷酸鹽[As（Ⅲ）]可通過水稻根部細胞的硅酸運輸通道進入水稻植株，因而土壤中的硅酸會與As（Ⅲ）競爭運輸通道從而減少水稻對As的吸收[8，12]。研究表明，轉運蛋白Lsi1是水稻中As（Ⅲ）的主要攝取通道，而轉運蛋白Lsi2在As（Ⅲ）遷移和在谷物中的積累上起重要作用[13]。有機甲基砷是在As污染土壤中的微生物產生的亞砷酸甲基酶作用下自然生成的[14]。在厭氧條件下，例如在水稻稻田中，MMA進一步生成DMA，產生的DMA可以被吸收進入水稻，并在水稻中積累[15]。稻米中的DMA雖然對人類毒性較小，但其可能會在烹飪過程中反向轉化為無機砷，從而產生更大的毒性[15]。

1.2 水稻As的代謝（根際、根-秸稈-谷粒）

在淹水條件下，水稻對As（Ⅲ）的吸收和轉運能力很強且遠高于As（Ⅴ）[16-17]（圖1）。Wu等[18]研究表明，水稻地上部分和地下部分的主要As形態都是亞砷酸鹽。相對于其他谷類作物，水稻根系還原As（Ⅴ）的能力較高，吸收的As（Ⅴ）會快速還原成As（Ⅲ），隨后轉移到木質部汁液中，對谷粒中As積累的貢獻很高[16]。Kopittke等[19]通過熒光X射線近邊吸收光譜研究表明，根尖組織能夠快速將As（Ⅴ）還原，使根被皮中只存在少量As（Ⅴ），還原后產生的As（Ⅲ）主要集中在根皮層和中柱中，100%與硫醇基團絡合。而經根部直接吸收且未絡合的As（Ⅲ）移動性很高，是木質部和韌皮部中主要的As形態，As（Ⅲ）-硫醇復合物的形成限制了As（Ⅲ）從根到莖的遷移。然而，Seyfferth等[20]提出了水稻根系As的不同分布機制，其研究表明木質部通道中As的主要形態是As（Ⅴ）（約86%），而還原態的As（Ⅲ）（71%）主要存在于與木質部相鄰的液泡內，可能因為該研究所使用的是成熟水稻，而其他大多數研究中使用的是水稻幼苗。因此，水稻根系As形態分布的不同可能是由于根系成熟狀況不同，還需要進一步研究不同生長階段水稻根系 As的分布情況[16，20]。

相對于木質部通道，韌皮部轉移As是谷粒產生高濃度As的重要途徑，DMA到谷粒的遷移率比無機砷更高，且其分散在整個胚乳中，而無機砷集中存在于籽粒表皮的維管束中[16，21-22]。Song等[23]研究表明，韌皮部伴胞內的一種液泡膜轉運蛋白（OsABCC1）能夠促使As進入液泡，從而降低谷粒中As的濃度。Carey等[21]研究表明，亞砷酸鹽主要是通過韌皮部遷移至水稻谷粒，而DMA可以通過韌皮部和木質部通道遷移至谷粒中，且兩種通道作用貢獻基本均勻，破壞韌皮部通道后，谷粒中亞砷酸鹽的濃度降低了90%，而DMA只降低了55%。此外，DMA與硫醇的絡合可能會導致DMA在植物中的形態發生變化[21]。有機砷從葉到谷粒中的遷移率比無機砷更高。Carey等[22]報道，DMA和MMA能夠高效地從旗葉轉移到谷粒，而砷酸鹽轉移能力較低，其在旗葉內迅速被還原，產生的亞砷酸鹽不再發生轉移；此外，DMA能夠在谷物中迅速分散，而MMA和無機砷主要集中在進入點附近。Wu等[5]研究表明，谷殼中的As主要是無機砷，占總As的82%～93%；而谷物中的As主要是無機砷和DMA，DMA占總As的33%～64%。

圖1 根際Fe和As的生物地球化學過程[16-17]Figure 1 Biogeochemical processes of iron and arsenic in rhizosphere[16-17]

2 根際氧化還原條件對水稻As吸收的影響

2.1 滲氧對水稻As吸收的影響

滲氧（Radial oxygen loss，ROL）是指氧氣通過水稻等濕地植物的根部通氣組織向根際土壤擴散的過程[5]。ROL主要作用于生長在淹水環境下的植物根際土壤，對根際土壤的物理化學性質起著重要的作用，例如改變營養元素的可利用性、潛在毒性物質的含量和微生物群落結構及活動等[5]。在淹水的土壤環境，水稻根部的ROL作用使得其根際土壤呈現好氧狀態，這在很大程度上影響了根際土壤As的生物有效性[8]。Wu等[6]研究表明，水稻根部ROL能力存在顯著的基因型差異，與As耐性呈顯著正相關關系。水稻ROL能力與水稻根部孔隙度呈正相關關系，與As積累呈顯著負相關關系，ROL能力越高，其吸收的無機砷含量越少[5-6，18]。Pan等[8]研究發現，水稻 ROL改變了水稻根際土壤的pH值和氧化還原電位，相較ROL能力低的水稻品種，ROL能力高的水稻根際土中As（Ⅲ）的比例更低。Wu等[5]發現，雜交稻的ROL顯著低于常規稻，水稻根部和地上部分對于總As和無機砷的積累與水稻的ROL呈顯著負相關關系。Wu等[11]研究表明，ROL改變了土壤As的結合形態，根際土壤中非特異性吸附態、特異性吸附態和無定型鐵鋁氧化物結合態As含量均高于非根際土壤。在水稻根部ROL作用下，還原性溶解的鐵（氫）氧化物在水稻根表面形成鐵膜，鐵膜主要由水鐵礦、針鐵礦和纖鐵礦構成，其能夠強烈吸附土壤溶液中的As，從而降低As的遷移能力及毒性[18，24]。水稻的ROL能力與水稻根部鐵膜的含量顯著相關，基因型、根部的位置以及曝氣條件對鐵膜的形成也都有顯著性的影響[18]。Wu等[18]研究表明：間歇性排水條件下鐵膜的形成量最高；根尖鐵膜的形成量最高，隨著距根尖距離的增大，鐵膜的形成量逐漸減少。水稻ROL能力與根部鐵膜形成和鐵膜固定As的量呈顯著正相關，其中鐵膜固定的As主要為As（Ⅴ），大約是As（Ⅲ）的兩倍，鐵膜的形成減少了水稻地上部分和地下部分的As含量。Wu等[25]研究表明，As脅迫促進了水稻根表鐵膜的形成，并且使ROL能力減弱。Pan等[8]研究表明，水稻根部鐵膜形成量及其固定的As含量與根部ROL呈正相關關系，水稻根部鐵膜形成量與水稻As含量呈顯著負相關，ROL能力高的水稻植株可以在根際土壤中氧化更多的亞砷酸鹽，促進鐵膜的形成，即可固定更多As，降低植物地上組織對As的吸收，從而降低稻谷對無機砷的積累。因此，篩選和培養ROL能力強的水稻可能成為降低水稻根際As生物可利用性和水稻植物中As累積的有效措施。

2.2 水稻根際通氣條件對水稻As吸收和As轉運載體表達的影響

水稻根系可以吸收無機砷和有機砷，有研究[7，26-27]表明，更多的氧氣（例如通氣條件、間歇性淹水）可以改變土壤中無機砷的形態。然而，關于間歇性淹水對土壤中有機砷濃度的影響還需要進一步的研究。通氣條件對水稻植物中As的吸收和積累具有深遠的影響。Takahashi等[28]發現，As還原促進了As的溶解釋放；當土壤未被淹沒時，As吸附在鐵（氫）氧化物上，然而在淹水條件下，鐵（氫）氧化物的還原溶解和As（Ⅴ）被還原為As（Ⅲ）促進了As從土壤釋放到孔隙水中。Xu等[7]報道，通氣條件可以極大降低植物對As的生物可利用度，減少水稻中As的積累，與淹水處理相比，通氣使無機砷的濃度降低了62%～66%。Li等[27]研究表明，淹水條件使土壤中亞砷酸鹽的移動性增強，通氣處理提高了水稻谷粒中無機砷的比例，但是相對于淹水處理，谷粒中無機砷的濃度仍相對較低。Hua等[29]報道，在淹水條件下，植物對As吸收能力較高可能與鐵（氫）氧化物的溶解以及As的釋放有關。Somenahally等[26]研究表明，與連續淹水情況相比，間歇淹水的根際和谷物中總As濃度顯著降低，因此可以通過改變通氣條件來降低根際土壤和谷粒中溶解性As的濃度。Yamaguchi等[30]報道，淹水處理導致土壤Eh降低、pH升高，土壤固相中的As（Ⅲ）百分含量增加，高達土壤總As的80%。Honma等[31]研究表明，Eh低于-100 mV會促使As從鐵（氫）氧化物上釋放到土壤，在中性條件下，Eh低于100 mV有利于As（Ⅴ）轉化為As（Ⅲ）。Li等[32]研究表明，水稻種植方式（水稻和旱稻）對不同形態As的吸收存在顯著差異。Norton等[33-34]研究表明，在淹水和非淹水條件下，谷粒As濃度的差異非常顯著，淹水條件下平均As濃度是非淹水條件下的14倍；淹水條件對旗葉和谷殼的As濃度無顯著影響。Hu等[35]研究表明，相對于通氣處理，淹水和間歇淹水處理使DMA濃度顯著增加，這可能是導致水稻糙米中總As濃度增加的主要原因。Wu等[4，36]研究表明，與間歇淹水相比，通氣處理增加了水稻根部和地上部分的長度及生物量，顯著降低了水稻根際總As濃度；此外，通氣條件顯著增加了根際砷酸鹽濃度，顯著降低了亞砷酸鹽濃度，且水稻根系總P濃度顯著增高。與淹水處理相比，通氣處理降低了水稻對總As和As（Ⅲ）的積累，促進了水稻吸收As（Ⅴ），減少了水稻根部細胞硅酸運輸通道基因Lsi1和Lsi2的表達，減少了水稻根部磷酸運輸通道基因的表達，但是促進了水稻根部磷酸載體蛋白基因表達。因此，改變通氣條件可能是降低水稻As含量以及As對水稻影響的一條潛在途徑。

3 硅對水稻As吸收的影響

硅（Si）是土壤中第二大元素，它可以改善水稻生長狀況、提高水稻產量，增強水稻對害蟲、疾病、鹽度或干旱的抵抗力[11，17]。土壤中添加Si對水稻As吸收的影響非常復雜，由于有類似的物理化學性質，Si可能與As（Ⅲ）競爭土壤礦物質的保留位點。Lee等[37]研究表明，硅酸鹽降低了As（Ⅲ）的吸附速率，并且與其競爭吸附位點，使土壤溶液中的As濃度顯著增加，使水稻地上部分和地下部分的As濃度顯著增加，水稻幼苗積累更多As使土壤溶液中的As濃度增加，水稻幼苗積累更多As。研究表明，Si的施加使土壤溶液中的As濃度顯著增加，在含As濃度較高的污染土壤添加 Si，會增加水稻對 As的吸收和積累[12，27，37-38]。Wu等[11]研究發現，Si的添加顯著增加了根和谷物的生物量，此外，Si的添加顯著增加了特異性吸附態和無定型鐵鋁氧化物結合態As含量，減少了結晶型鐵鋁氧化物結合態和殘留態As含量，即Si添加增加了土壤As的生物有效性，且Si添加使根際土壤非特異性吸附態、特異性吸附態和無定型鐵鋁氧化物結合態As含量高于非根際土壤。

然而，水稻通常生長在淹水條件下，大量的研究表明，此時土壤中的As形態主要為As（Ⅲ），由于As（Ⅲ）是一種硅酸鹽類似物，硅酸鹽（Si）的施加不僅可以增加水稻產量，也可以抑制水稻對As的吸收和積累[11-12，27，39]。Bogdan 等[40]報道，土壤中施加 Si可能會降低稻米的As含量。Fleck等[39]報道，Si通過抑制As（Ⅲ）運輸將未去除谷殼和去除谷殼稻谷中的As濃度降低了22%。因此，土壤中施加Si可能增加水稻As吸收也可能降低水稻As吸收，其取決于Si和As的相對含量及形態（表1）。在中低濃度As含量的土壤中施加Si可以抑制植物對As的吸收，對于含As濃度較高的污染土壤，添加Si可能會增加水稻對As的攝取量[37]。當土壤孔隙水中Si濃度相對較低時，Si和As之間發生吸附位點的競爭，釋放出的As被根吸收；當土壤孔隙水中Si濃度相對較高時，再次發生Si和As之間吸附位點的競爭，但是由于孔隙水中較高的Si濃度抑制了植物對As的吸收，谷粒和秸稈的總As與孔隙水中 Si濃度呈負相關[12，15]。Si/As較高時，添加 Si可以減少水稻中的As含量；Si/As較低時，添加Si使土壤溶液中的As濃度增加，可能使水稻As含量升高[37]。由于施用Si的不利影響來自于As和Si之間對土壤吸附位點的競爭，因此葉面施用Si肥可能是促進水稻生長更有效的方法[37]。

表1 Si與As在土壤-植物系統中的效應Table 1 Effects of silicon（Si）on arsenic（As）accumulation and speciation in soil-plant systems

硅在土壤溶液中以硅酸（H4SiO4）的形式存在[40]。可溶性Si添加對土壤孔隙水中的As濃度具有顯著影響，然而，非可溶性Si的添加卻對其無顯著影響[11-12]。Seyfferth等[12]研究表明，加入Si-凝膠后溶解的Si濃度比加入硅藻土高近4倍，硅藻土的添加對土壤孔隙水和谷粒中的As濃度無顯著影響，Si-凝膠的添加增加了土壤孔隙水中的As濃度，但顯著降低了谷粒中的As濃度。Si的施加對谷粒中DMA的影響機制尚不明確。Liu等[38]研究表明，Si的添加減少了水稻中As（Ⅲ）的濃度，然而卻增加了DMA的濃度。Kersten等[15]報道，在競爭土壤鐵（氫）氧化物吸附位點時，硅酸對DMA的競爭性大于對As（Ⅲ）的競爭性。Li等[27]研究表明，Si的添加能夠使谷粒中的無機砷降低59%，DMA升高33%。Wu等[11]研究表明，DMA從秸稈到谷物中的轉移能力高于無機砷，Si的施加分別使谷粒中無機砷和DMA的含量降低了21%和58%。此外，Si添加可以提高水稻根部的ROL能力，促進根表鐵膜的形成[5，10，41]。Wu 等[5]報道，Si的添加顯著增加了根和谷物的生物量，提高了不同基因型水稻根部的鐵膜含量，使水稻根、秸稈和谷殼中的As濃度顯著降低。

4 根際鐵循環對水稻As吸收的影響

4.1 鐵（氫）氧化物對As的吸附

土壤是由礦物質、有機質、微生物和水分等組成的多相混合體，礦物及有機質等對As在土壤中的吸附-解吸過程有著重要的作用，影響As在土壤中的遷移性、生物有效性和毒性[42-43]。鐵（氫）氧化物是土壤中廣泛存在的礦物質，包括水鐵礦、赤鐵礦、針鐵礦、纖鐵礦及磁鐵礦等多種類型[44]。由于具有大比表面積和正表面電荷等特性，鐵（氫）氧化物對砷酸根等陰離子的吸附能力很強，因而常被作為修復劑來去除水體或固定土壤中的As[42]。Wu等[10]研究表明土壤中As大部分為鐵（氫）氧化物結合態。As可以在鐵（氫）氧化物表面形成內層雙齒雙核螯合形式的表面配位體，其吸附屬專性吸附[43]。鐵（氫）氧化物吸附As的能力受鐵（氫）氧化物類型、As形態及濃度、pH、離子強度、吸附時間及溫度和溶解性有機碳（DOC）等因素影響[43，45]。水稻田通常處于淹水條件下，水稻土含As鐵礦物中鐵礦物的還原溶解、根表鐵膜的生成、二次鐵礦物的生成以及根際環境決定著土壤溶液中As的相對濃度和形態，因而研究水稻田中鐵的氧化還原循環過程對As的遷移、毒性和環境歸宿起著重要作用（圖2）[46]。鐵的生物地球化學循環包括鐵還原與亞鐵氧化兩個過程，分別由異化鐵還原菌（FeRB）和亞鐵氧化菌（FeOB）提供基本驅動力[47]。異化鐵還原菌能以胞外不溶性的鐵（氫）氧化物為末端電子受體，通過氧化電子供體偶聯Fe（Ⅲ）還原，并從這一過程中貯存能量[48]。Laverman等[49]研究表明，細菌SES-3可以將As（Ⅴ）和Fe（Ⅲ）作為電子受體，通過還原As（Ⅴ）和Fe（Ⅲ）來獲得能量維持生長。環境中鐵（氫）氧化物的生物還原是一個重要的生物化學過程，不僅對鐵礦物學形態產生影響，還會影響環境中As的形態和歸宿[50]。Lovley等[50]研究認為微生物介導的以胞外不溶性鐵（氫）氧化物為末端電子受體的Fe（Ⅲ）異化還原可能是最早的微生物代謝形式。Yan等[51]研究表明，水稻土等淹水厭氧環境中的異化鐵還原菌具有多樣性，在古細菌和細菌中都有分布。在土壤微生物作用下，鐵（氫）氧化物與吸附的As相互作用會發生吸附、共沉淀及電子傳遞主導的氧化還原等過程，Fe的氧化還原過程導致As的被吸附和釋放，還可能造成As形態的轉變[44，52-58]。因而識別Fe（Ⅱ，Ⅲ）系統對As的作用機制是治理農田As污染的有效途徑[44]。

圖2 Fe的氧化還原對As的行為影響[46]Figure 2 The effect of iron redox on arsenic behavior[46]

4.2 Fe還原對As的影響

研究表明，在水體、沉積物和水稻土等還原環境中，FeRB介導的鐵（氫）氧化物還原是導致As釋放的主要原因，釋放的As總量取決于As的價態、鐵礦物類型、礦物質中As/Fe以及微生物種類和豐度等因素[45]。到目前為止，已有許多微生物被證實可以通過各種代謝方式還原Fe（Ⅲ），其中Shewanella oneidensis MR-1作為一種模式細菌能夠利用許多物質作為電子受體進行異化厭氧呼吸，其他變形菌門的希瓦氏菌（Shewanella）也可以通過細胞色素在細胞膜上將Fe（Ⅲ）氧化物和電子傳遞系統聯系起來從而還原不可溶的Fe（Ⅲ）氧化物[48]。Stroud等[54]研究表明，Fe（Ⅲ）的還原導致吸附在鐵（氫）氧化物上的As（Ⅴ）被釋放還原。Bennett等[55]研究發現土壤溶液中Fe（Ⅱ）與As（Ⅲ）存在極顯著正相關性，說明鐵礦物的還原溶解會顯著影響As的遷移性。Jiang等[56]報道，FeRB能夠通過還原土壤、礦物以及其他富鐵環境中的鐵（氫）氧化物來影響As的移動性。然而，也有研究認為含As鐵氧化物的還原溶解并不能增加As的移動性，FeRB還原鐵（氫）氧化物過程還可能會導致As的固定，這是因為鐵還原過程中生成的次生礦物對As的吸附能力更強[44]。這兩種相反的結果可能是由實驗條件、鐵礦物類型、礦物質中As/Fe以及特異微生物的差異造成的[34，44，54-60]。Saalfield 等[59]研究發現水鐵礦還原過程中生成了結晶度和穩定性更高的針鐵礦和磁鐵礦，降低了As的移動性。Kocar等[60]發現微生物還原含As（Ⅴ）的水鐵礦可生成綠銹、磁鐵礦等次生礦物，形成了含As的次生礦物。Guo等[44]報道菱鐵礦向針鐵礦轉變提高了As的吸附率。Jiang等[56]研究表明，在鐵還原菌S.oneidensis MR-1和Shewanella sp.HN-41作用下，As（Ⅴ）與溶液中生成的Fe（Ⅱ）發生共沉淀作用，溶液中As（Ⅴ）濃度降低。As的釋放和不同Fe-As次生礦物的形成與不同細菌的還原能力有關[49]。Yang等[45]研究發現，沉積物中鐵（氫）氧化物在異化還原初期會導致As（Ⅲ）的釋放，然而由于異化鐵還原導致的氧化還原電位的持續變化，釋放的As在還原中后期不僅存在再吸附作用，而且能夠與硫化物產生共沉淀，從而降低As的移動性。Thomasarrigo等[57]研究了還原條件下富鐵有機絮凝物中Fe和As的形態變化，發現在含硫化物環境中，絮狀水鐵礦和納米纖鐵礦晶體形成了較高含量的四方硫鐵礦，從鐵礦物表面解吸的As形成了三硫化二砷礦物。此外，鐵還原溶解過程還可能伴隨著As形態的改變，Huang等[58]研究發現微生物還原鐵（氫）氧化物過程發生了As（Ⅴ）的解吸和還原。Amstaetter等[52]研究表明，FeRB存在的環境中，在Fe（Ⅲ）羥基氧化物和Fe（Ⅱ）同時存在的情況下，可以發生As（Ⅲ）的氧化。汪明霞等[61]研究表明，Shewanella oneidensis MR-1作用過程中，Fe（Ⅲ）被還原為Fe（Ⅱ）的同時伴隨著As（Ⅲ）氧化為As（Ⅴ）。

在Fe的還原溶解產生次生礦物的過程中，以胞外不溶性鐵氧化物為末端電子受體的微生物異化Fe（Ⅲ）還原是重要驅動力[48，62-63]。微生物胞外電子傳遞（Extracellular electrontransfer，EET）包括微生物與礦物之間的“直接電子傳遞”以及微生物-腐殖質-礦物間的“間接電子傳遞”，是微生物胞外呼吸的本質[62-63]。胞外呼吸是指厭氧條件下，微生物在細胞內氧化有機物釋放出電子，產生的電子經細胞膜電子傳遞鏈傳遞到胞外電子受體，并從中貯存能量維持自身生長代謝[63]。胞外電子傳遞能夠利用土壤中的有機物，驅動微生物異化鐵還原過程，并耦合As的遷移和形態轉變。腐殖質能夠作為電子受體加速電子傳遞，促進“間接電子傳遞”過程[63]。微生物能夠間接誘導As（Ⅲ）氧化或As（Ⅴ）還原，生成一些有機或無機化合物，隨后與As（Ⅴ）或As（Ⅲ）進行氧化還原反應[46]。如腐殖質中的半醌自由基可以將As（Ⅲ）氧化成As（Ⅴ），胡敏酸-醌模型化合物中的氫醌可以將As（Ⅴ）還原成As（Ⅲ），半醌和氫醌在Fe（Ⅲ）礦物的微生物還原中起著重要的電子轉移作用[46]。生物質炭作為一種類固態腐殖質，其表面包含大量吩嗪類基團等參與電子傳遞的反應位點，能夠作為電子穿梭體參與微生物對鐵（氫）氧化物的異化還原。Piepenbrock等[64]研究表明，腐殖質作為電子穿梭體促進了Fe（Ⅲ）的還原。Zhou等[65]研究表明，厭氧氨氧化可以耦合異化鐵的還原，添加電子穿梭體（如可溶性類腐殖質AQDS、生物質炭等）可以促進Fe（Ⅱ）的生成。Chen等[66]研究表明，微生物介導的As代謝以及Fe還原在地球As-Fe循環中產生著重要的作用，這個過程受DOM（溶解性有機物）的影響，0.05 mmol·L-1和0.10 mmol·L-1蒽醌-2，6-二磺酸（AQDS）處理可以促進As（Ⅴ）和Fe（Ⅲ）的還原和釋放，而1.00 mmol·L-1AQDS處理反而會抑制As（Ⅴ）和Fe（Ⅲ）的還原和釋放；與對照相比，0.05 mmol·L-1和0.10 mmol·L-1AQDS處理分別使土壤中的As（Ⅲ）增加了13倍和6倍；與1.00 mmol·L-1AQDS處理相比，0.05 mmol·L-1和0.10 mmol·L-1AQDS處理分別使土壤中的Fe（Ⅱ）增加了4倍和3倍。Chen等[67]研究發現，生物質炭增加了微生物異化鐵還原和溶解有機碳的含量，從而增加了沉積物中As的釋放。Yin等[68]報道生物質炭增強了As的移動性。

4.3 Fe氧化對As的影響

亞鐵氧化在好氧和厭氧條件下均可以發生。微生物亞鐵氧化可以在化學氧化無法進行的較低的pH值環境下進行；在近中性pH值條件下，好氧FeOB氧化將會和快速化學氧化產生競爭[46]。因此，FeOB主要生存在缺氧條件下尤其是好氧-厭氧界面，例如淹水植物的根部附近[46]。在中性、缺氧的環境中，光合和硝酸鹽依賴型鐵氧化細菌可以促使Fe（Ⅱ）氧化，而硝酸鹽和氧化錳（Ⅳ）可作為Fe（Ⅱ）的化學氧化劑[46-47]。Croal等[69]報道，鐵氧化細菌大多都屬于變形桿菌。在中性的厭氧或低氧條件下，FeOB能夠進行有效的生物亞鐵氧化并生成難溶于水的Fe（Ⅲ）礦物，并以各種鐵（氫）氧化物形式沉淀，這些鐵（氫）氧化物為異化鐵還原作用及污染物氧化還原轉化提供了理想底物[50-51，70]。在亞鐵氧化過程中，As可與Fe（Ⅲ）發生共沉淀[71-72]。此外，生成的鐵（氫）氧化物表面帶正電荷，能夠強烈地吸附AsO3-4和AsO3-3，從而降低As的移動性[47]。Hohmann等[53]研究表明，嗜中性FeOB氧化Fe（Ⅱ）產生的Fe（Ⅲ）礦物能夠有效吸附As。Chen等[71]研究表明，土壤中添加硝酸鹽可能會促進硝酸鹽依賴型鐵氧化菌氧化Fe（Ⅱ），使土壤中As吸附在Fe（Ⅲ）礦物表面或與Fe（Ⅲ）發生共沉淀，使水稻對As的吸收量減少。在水稻的根際區域，根部的ROL作用促進水稻根部表面鐵膜形成，鐵膜能強烈地吸附土壤溶液中的As從而降低As的移動性，此外，ROL還會影響根際鐵氧化細菌的豐度，進一步促進根際的Fe（Ⅱ）氧化[5]。在Fe的生化地球循環過程中，不僅存在As的釋放、吸附和共沉淀等作用，還會耦合As的氧化還原反應[52，72-73]。在活性鐵界面、Fe（Ⅱ）-針鐵礦系統以及Fenton反應中，都發生了As（Ⅲ）的氧化過程[46，52，72-73]。Senn 等[73]研究表明，硝酸鹽能夠氧化Fe（Ⅱ）生成可以吸附As的水合鐵氧化物顆粒，并且氧化產生更多的As（Ⅴ）。王兆蘇等[72]報道，在FeOB氧化Fe（Ⅱ）過程中，As（Ⅲ）被氧化，生成的As（Ⅴ）能夠和Fe（Ⅲ）發生共沉淀或吸附在生成的鐵氧化物的表面。Okibe等[74]研究發現，FeOB在介導Fe（Ⅱ）氧化的過程中，同時發生了As（Ⅲ）的氧化和固定。

Fenton反應是指在Fe（Ⅱ）催化作用下，H2O2產生強氧化能力活性氧自由基的反應。有研究表明Fen?ton反應可以將亞砷酸鹽氧化成較低毒性的砷酸鹽，并且有助于土壤鐵（氫）氧化物、根際鐵膜的形成[75-77]。Fe（Ⅱ）可存在于水稻淹水條件下，H2O2可存在于雨水中，因此在降雨豐富的地區，Fenton反應可能是一種天然存在的過程，可以影響水稻和土壤中As的生物地球化學行為，因此，可以通過使用Fenton試劑[H2O2和Fe（Ⅱ）的混合物]來減少水稻對As的吸收[77]。Qin等[76-77]研究表明，添加Fenton試劑促進了硝酚胂酸降解成砷酸鹽，砷酸鹽成為土壤中As的主要形態，并且由于砷酸鹽的大量產生，促進了As的甲基化；添加Fenton試劑顯著降低了As的毒性對植物的影響，降低了水稻對As的吸收和累積，促進了As污染土壤中水稻的生長。

5 展望

鑒于水稻As污染對人體健康存在嚴重威脅，如何能更有效地降低As污染的環境風險仍是我國環境保護中必須關注的重點。因此，針對目前As污染問題，未來的研究應著重于以下幾方面：識別水稻對有機砷的吸收和轉運途徑；研究不同根際氧化還原條件對土壤As、鐵微生物群落，以及As的形態和生物地球化學行為的影響；基于目前研究成果，針對As污染土壤開展大田實驗，確定Si的最適添加方式，研究Si的施加對As污染土壤的修復效果及機理。

迄今為止，大量的As/Fe氧化還原菌被成功分離、培養和研究，但環境中存在大量未分離的微生物，因對微生物介導的鐵氧化還原過程中耦合的As轉化及遷移的認識尚有不足，未來研究工作可著眼于以下幾個方面：能夠耦合As生物地球化學循環的鐵氧化菌和鐵還原菌的篩選分離及微生物基因組學研究；采用具有As氧化還原甲基化能力的鐵氧化/還原菌株研究不同類型鐵礦物生物還原條件下As/Fe遷移和形態變化及礦物相轉換，研究微生物介導下的鐵氧化還原過程反應機制；開展田間試驗研究微生物驅動對水稻根際和非根際土壤形成的鐵氧化物礦物組成、土壤微尺度As化學行為的影響；通過分子生物學等手段，研究不同元素（如N、S、P等）或有機物（如生物質炭等）作為電子穿梭體對鐵氧化還原菌、As功能性微生物反應的影響；采用電化學分析方法、光譜計量學手段分析反應過程中鐵氧化還原菌與其他元素間的電子傳遞機制及含鐵礦物-生物質炭-微生物耦合的胞外電子傳遞過程對Fe的生物成礦耦合As鈍化的影響機制，為最終降低As污染的環境風險提供理論基礎。