吳 川，安文慧，薛生國，江星星，崔夢(mèng)倩，錢子妍

（中南大學(xué)冶金與環(huán)境學(xué)院，長沙 410083）

砷化合物是自然界中普遍存在的環(huán)境毒物，被美國環(huán)境保護(hù)局（EPA）、有毒物質(zhì)和疾病登記處（ATS?DR）列為有害物質(zhì)優(yōu)先排序清單的首位[1]。在全球，砷（As）污染已成為一個(gè)嚴(yán)峻的環(huán)境問題，例如東亞和東南亞地區(qū)，大約有6000萬人面臨As中毒的風(fēng)險(xiǎn)[2]。As會(huì)造成心血管疾病、糖尿病、周圍神經(jīng)病變和外周血管病等，懷孕期間接觸As會(huì)導(dǎo)致流產(chǎn)、嬰兒出生體重低以及嬰兒發(fā)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(huán)境中還會(huì)致癌[1，3]。2014年，原環(huán)保部和原國土資源部對(duì)我國土壤污染狀況的調(diào)查表明，19.4%的農(nóng)田土壤遭受污染，其中重金屬和類金屬污染土壤占據(jù)82.4%，而As是5種主要超標(biāo)重金屬之一[3]。除火山活動(dòng)、巖石風(fēng)化等地球化學(xué)過程導(dǎo)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(dòng)也可導(dǎo)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(huán)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(qū)，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(fā)癌癥的報(bào)道屢見不鮮，并引發(fā)了密切的關(guān)注。

1 As形態(tài)及轉(zhuǎn)運(yùn)

1.1 As形態(tài)及吸收

As的遷移轉(zhuǎn)運(yùn)是導(dǎo)致其暴露風(fēng)險(xiǎn)的主要原因。在還原環(huán)境中，As通常以亞砷酸鹽陰離子（HxAsO3x-3）的三價(jià)態(tài)As（Ⅲ）形式存在；在氧化環(huán)境中，As通常以砷酸鹽陰離子（HxAsO4x-3）的五價(jià)態(tài)As（Ⅴ）形式存在，其中As（Ⅴ）對(duì)鐵、鋁和錳的氧化物具有較強(qiáng)特異性親合力，從而可以吸附在土壤/沉積物中的礦物質(zhì)上[9]。除了無機(jī)砷As（Ⅲ）和As（Ⅴ）以外，土壤中還存在較低含量的有機(jī)砷，如單甲基砷（MMA）和二甲基砷（DMA）[10]。無機(jī)砷的毒性遠(yuǎn)大于有機(jī)砷，而As（Ⅲ）的毒性是As（Ⅴ）的幾十倍，因而總As濃度及As形態(tài)都是評(píng)價(jià)As污染環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的主要指標(biāo)[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(jìn)一步在谷物中累積。不同As形態(tài)吸收機(jī)制存在差異：無機(jī)砷酸鹽[As（Ⅴ）]是一種磷酸鹽類似物，可以被磷酸鹽轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白吸收從而進(jìn)入到根中；而無機(jī)亞砷酸鹽[As（Ⅲ）]可通過水稻根部細(xì)胞的硅酸運(yùn)輸通道進(jìn)入水稻植株，因而土壤中的硅酸會(huì)與As（Ⅲ）競爭運(yùn)輸通道從而減少水稻對(duì)As的吸收[8，12]。研究表明，轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白Lsi1是水稻中As（Ⅲ）的主要攝取通道，而轉(zhuǎn)運(yùn)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(jī)甲基砷是在As污染土壤中的微生物產(chǎn)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(jìn)一步生成DMA，產(chǎn)生的DMA可以被吸收進(jìn)入水稻，并在水稻中積累[15]。稻米中的DMA雖然對(duì)人類毒性較小，但其可能會(huì)在烹飪過程中反向轉(zhuǎn)化為無機(jī)砷，從而產(chǎn)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(duì)As（Ⅲ）的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)能力很強(qiáng)且遠(yuǎn)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(tài)都是亞砷酸鹽。相對(duì)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(huì)快速還原成As（Ⅲ），隨后轉(zhuǎn)移到木質(zhì)部汁液中，對(duì)谷粒中As積累的貢獻(xiàn)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(chǎn)生的As（Ⅲ）主要集中在根皮層和中柱中，100%與硫醇基團(tuán)絡(luò)合。而經(jīng)根部直接吸收且未絡(luò)合的As（Ⅲ）移動(dòng)性很高，是木質(zhì)部和韌皮部中主要的As形態(tài)，As（Ⅲ）-硫醇復(fù)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A(chǔ)s的不同分布機(jī)制，其研究表明木質(zhì)部通道中As的主要形態(tài)是As（Ⅴ）（約86%），而還原態(tài)的As（Ⅲ）（71%）主要存在于與木質(zhì)部相鄰的液泡內(nèi)，可能因?yàn)樵撗芯克褂玫氖浅墒焖?，而其他大多?shù)研究中使用的是水稻幼苗。因此，水稻根系A(chǔ)s形態(tài)分布的不同可能是由于根系成熟狀況不同，還需要進(jìn)一步研究不同生長階段水稻根系 As的分布情況[16，20]。

相對(duì)于木質(zhì)部通道，韌皮部轉(zhuǎn)移As是谷粒產(chǎn)生高濃度As的重要途徑，DMA到谷粒的遷移率比無機(jī)砷更高，且其分散在整個(gè)胚乳中，而無機(jī)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(nèi)的一種液泡膜轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白（OsABCC1）能夠促使As進(jìn)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(zhì)部通道遷移至谷粒中，且兩種通道作用貢獻(xiàn)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(luò)合可能會(huì)導(dǎo)致DMA在植物中的形態(tài)發(fā)生變化[21]。有機(jī)砷從葉到谷粒中的遷移率比無機(jī)砷更高。Carey等[22]報(bào)道，DMA和MMA能夠高效地從旗葉轉(zhuǎn)移到谷粒，而砷酸鹽轉(zhuǎn)移能力較低，其在旗葉內(nèi)迅速被還原，產(chǎn)生的亞砷酸鹽不再發(fā)生轉(zhuǎn)移；此外，DMA能夠在谷物中迅速分散，而MMA和無機(jī)砷主要集中在進(jìn)入點(diǎn)附近。Wu等[5]研究表明，谷殼中的As主要是無機(jī)砷，占總As的82%～93%；而谷物中的As主要是無機(jī)砷和DMA，DMA占總As的33%～64%。

圖1 根際Fe和As的生物地球化學(xué)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(duì)水稻As吸收的影響

2.1 滲氧對(duì)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(kuò)散的過程[5]。ROL主要作用于生長在淹水環(huán)境下的植物根際土壤，對(duì)根際土壤的物理化學(xué)性質(zhì)起著重要的作用，例如改變營養(yǎng)元素的可利用性、潛在毒性物質(zhì)的含量和微生物群落結(jié)構(gòu)及活動(dòng)等[5]。在淹水的土壤環(huán)境，水稻根部的ROL作用使得其根際土壤呈現(xiàn)好氧狀態(tài)，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(guān)關(guān)系。水稻ROL能力與水稻根部孔隙度呈正相關(guān)關(guān)系，與As積累呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，ROL能力越高，其吸收的無機(jī)砷含量越少[5-6，18]。Pan等[8]研究發(fā)現(xiàn)，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(fā)現(xiàn)，雜交稻的ROL顯著低于常規(guī)稻，水稻根部和地上部分對(duì)于總As和無機(jī)砷的積累與水稻的ROL呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。Wu等[11]研究表明，ROL改變了土壤As的結(jié)合形態(tài)，根際土壤中非特異性吸附態(tài)、特異性吸附態(tài)和無定型鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)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(gòu)成，其能夠強(qiáng)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(guān)，基因型、根部的位置以及曝氣條件對(duì)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(guān)，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(jìn)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(guān)關(guān)系，水稻根部鐵膜形成量與水稻As含量呈顯著負(fù)相關(guān)，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(jìn)鐵膜的形成，即可固定更多As，降低植物地上組織對(duì)As的吸收，從而降低稻谷對(duì)無機(jī)砷的積累。因此，篩選和培養(yǎng)ROL能力強(qiáng)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(duì)水稻As吸收和As轉(zhuǎn)運(yùn)載體表達(dá)的影響

水稻根系可以吸收無機(jī)砷和有機(jī)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(jī)砷的形態(tài)。然而，關(guān)于間歇性淹水對(duì)土壤中有機(jī)砷濃度的影響還需要進(jìn)一步的研究。通氣條件對(duì)水稻植物中As的吸收和積累具有深遠(yuǎn)的影響。Takahashi等[28]發(fā)現(xiàn)，As還原促進(jìn)了As的溶解釋放；當(dāng)土壤未被淹沒時(shí)，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(jìn)了As從土壤釋放到孔隙水中。Xu等[7]報(bào)道，通氣條件可以極大降低植物對(duì)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(jī)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(dòng)性增強(qiáng)，通氣處理提高了水稻谷粒中無機(jī)砷的比例，但是相對(duì)于淹水處理，谷粒中無機(jī)砷的濃度仍相對(duì)較低。Hua等[29]報(bào)道，在淹水條件下，植物對(duì)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(guān)。Somenahally等[26]研究表明，與連續(xù)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(bào)道，淹水處理導(dǎo)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(dá)土壤總As的80%。Honma等[31]研究表明，Eh低于-100 mV會(huì)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(zhuǎn)化為As（Ⅲ）。Li等[32]研究表明，水稻種植方式（水稻和旱稻）對(duì)不同形態(tài)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(duì)旗葉和谷殼的As濃度無顯著影響。Hu等[35]研究表明，相對(duì)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(dǎo)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(duì)總As和As（Ⅲ）的積累，促進(jìn)了水稻吸收As（Ⅴ），減少了水稻根部細(xì)胞硅酸運(yùn)輸通道基因Lsi1和Lsi2的表達(dá)，減少了水稻根部磷酸運(yùn)輸通道基因的表達(dá)，但是促進(jìn)了水稻根部磷酸載體蛋白基因表達(dá)。因此，改變通氣條件可能是降低水稻As含量以及As對(duì)水稻影響的一條潛在途徑。

3 硅對(duì)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(chǎn)量，增強(qiáng)水稻對(duì)害蟲、疾病、鹽度或干旱的抵抗力[11，17]。土壤中添加Si對(duì)水稻As吸收的影響非常復(fù)雜，由于有類似的物理化學(xué)性質(zhì)，Si可能與As（Ⅲ）競爭土壤礦物質(zhì)的保留位點(diǎn)。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(diǎn)，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(huì)增加水稻對(duì) As的吸收和積累[12，27，37-38]。Wu等[11]研究發(fā)現(xiàn)，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(tài)和無定型鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As含量，減少了結(jié)晶型鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)和殘留態(tài)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(tài)、特異性吸附態(tài)和無定型鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)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(shí)土壤中的As形態(tài)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(chǎn)量，也可以抑制水稻對(duì)As的吸收和積累[11-12，27，39]。Bogdan 等[40]報(bào)道，土壤中施加 Si可能會(huì)降低稻米的As含量。Fleck等[39]報(bào)道，Si通過抑制As（Ⅲ）運(yùn)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(duì)含量及形態(tài)（表1）。在中低濃度As含量的土壤中施加Si可以抑制植物對(duì)As的吸收，對(duì)于含As濃度較高的污染土壤，添加Si可能會(huì)增加水稻對(duì)As的攝取量[37]。當(dāng)土壤孔隙水中Si濃度相對(duì)較低時(shí)，Si和As之間發(fā)生吸附位點(diǎn)的競爭，釋放出的As被根吸收；當(dāng)土壤孔隙水中Si濃度相對(duì)較高時(shí)，再次發(fā)生Si和As之間吸附位點(diǎn)的競爭，但是由于孔隙水中較高的Si濃度抑制了植物對(duì)As的吸收，谷粒和秸稈的總As與孔隙水中 Si濃度呈負(fù)相關(guān)[12，15]。Si/As較高時(shí)，添加 Si可以減少水稻中的As含量；Si/As較低時(shí)，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(duì)土壤吸附位點(diǎn)的競爭，因此葉面施用Si肥可能是促進(jìn)水稻生長更有效的方法[37]。

表1 Si與As在土壤-植物系統(tǒng)中的效應(yīng)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]?？扇苄許i添加對(duì)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(duì)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(duì)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(duì)谷粒中DMA的影響機(jī)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(bào)道，在競爭土壤鐵（氫）氧化物吸附位點(diǎn)時(shí)，硅酸對(duì)DMA的競爭性大于對(duì)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(jī)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(zhuǎn)移能力高于無機(jī)砷，Si的施加分別使谷粒中無機(jī)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(jìn)根表鐵膜的形成[5，10，41]。Wu 等[5]報(bào)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(huán)對(duì)水稻As吸收的影響

4.1 鐵（氫）氧化物對(duì)As的吸附

土壤是由礦物質(zhì)、有機(jī)質(zhì)、微生物和水分等組成的多相混合體，礦物及有機(jī)質(zhì)等對(duì)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(zhì)，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(duì)砷酸根等陰離子的吸附能力很強(qiáng)，因而常被作為修復(fù)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(jié)合態(tài)。As可以在鐵（氫）氧化物表面形成內(nèi)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(tài)及濃度、pH、離子強(qiáng)度、吸附時(shí)間及溫度和溶解性有機(jī)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(huán)境決定著土壤溶液中As的相對(duì)濃度和形態(tài)，因而研究水稻田中鐵的氧化還原循環(huán)過程對(duì)As的遷移、毒性和環(huán)境歸宿起著重要作用（圖2）[46]。鐵的生物地球化學(xué)循環(huán)包括鐵還原與亞鐵氧化兩個(gè)過程，分別由異化鐵還原菌（FeRB）和亞鐵氧化菌（FeOB）提供基本驅(qū)動(dòng)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(lián)Fe（Ⅲ）還原，并從這一過程中貯存能量[48]。Laverman等[49]研究表明，細(xì)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(huán)境中鐵（氫）氧化物的生物還原是一個(gè)重要的生物化學(xué)過程，不僅對(duì)鐵礦物學(xué)形態(tài)產(chǎn)生影響，還會(huì)影響環(huán)境中As的形態(tài)和歸宿[50]。Lovley等[50]研究認(rèn)為微生物介導(dǎo)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(huán)境中的異化鐵還原菌具有多樣性，在古細(xì)菌和細(xì)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(huì)發(fā)生吸附、共沉淀及電子傳遞主導(dǎo)的氧化還原等過程，F(xiàn)e的氧化還原過程導(dǎo)致As的被吸附和釋放，還可能造成As形態(tài)的轉(zhuǎn)變[44，52-58]。因而識(shí)別Fe（Ⅱ，Ⅲ）系統(tǒng)對(duì)As的作用機(jī)制是治理農(nóng)田As污染的有效途徑[44]。

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

4.2 Fe還原對(duì)As的影響

研究表明，在水體、沉積物和水稻土等還原環(huán)境中，F(xiàn)eRB介導(dǎo)的鐵（氫）氧化物還原是導(dǎo)致As釋放的主要原因，釋放的As總量取決于As的價(jià)態(tài)、鐵礦物類型、礦物質(zhì)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(shí)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(xì)菌能夠利用許多物質(zhì)作為電子受體進(jìn)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(xì)胞色素在細(xì)胞膜上將Fe（Ⅲ）氧化物和電子傳遞系統(tǒng)聯(lián)系起來從而還原不可溶的Fe（Ⅲ）氧化物[48]。Stroud等[54]研究表明，F(xiàn)e（Ⅲ）的還原導(dǎo)致吸附在鐵（氫）氧化物上的As（Ⅴ）被釋放還原。Bennett等[55]研究發(fā)現(xiàn)土壤溶液中Fe（Ⅱ）與As（Ⅲ）存在極顯著正相關(guān)性，說明鐵礦物的還原溶解會(huì)顯著影響As的遷移性。Jiang等[56]報(bào)道，F(xiàn)eRB能夠通過還原土壤、礦物以及其他富鐵環(huán)境中的鐵（氫）氧化物來影響As的移動(dòng)性。然而，也有研究認(rèn)為含As鐵氧化物的還原溶解并不能增加As的移動(dòng)性，F(xiàn)eRB還原鐵（氫）氧化物過程還可能會(huì)導(dǎo)致As的固定，這是因?yàn)殍F還原過程中生成的次生礦物對(duì)As的吸附能力更強(qiáng)[44]。這兩種相反的結(jié)果可能是由實(shí)驗(yàn)條件、鐵礦物類型、礦物質(zhì)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(fā)現(xiàn)水鐵礦還原過程中生成了結(jié)晶度和穩(wěn)定性更高的針鐵礦和磁鐵礦，降低了As的移動(dòng)性。Kocar等[60]發(fā)現(xiàn)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(bào)道菱鐵礦向針鐵礦轉(zhuǎn)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(fā)生共沉淀作用，溶液中As（Ⅴ）濃度降低。As的釋放和不同F(xiàn)e-As次生礦物的形成與不同細(xì)菌的還原能力有關(guān)[49]。Yang等[45]研究發(fā)現(xiàn)，沉積物中鐵（氫）氧化物在異化還原初期會(huì)導(dǎo)致As（Ⅲ）的釋放，然而由于異化鐵還原導(dǎo)致的氧化還原電位的持續(xù)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(chǎn)生共沉淀，從而降低As的移動(dòng)性。Thomasarrigo等[57]研究了還原條件下富鐵有機(jī)絮凝物中Fe和As的形態(tài)變化，發(fā)現(xiàn)在含硫化物環(huán)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(tài)的改變，Huang等[58]研究發(fā)現(xiàn)微生物還原鐵（氫）氧化物過程發(fā)生了As（Ⅴ）的解吸和還原。Amstaetter等[52]研究表明，F(xiàn)eRB存在的環(huán)境中，在Fe（Ⅲ）羥基氧化物和Fe（Ⅱ）同時(shí)存在的情況下，可以發(fā)生As（Ⅲ）的氧化。汪明霞等[61]研究表明，Shewanella oneidensis MR-1作用過程中，F(xiàn)e（Ⅲ）被還原為Fe（Ⅱ）的同時(shí)伴隨著As（Ⅲ）氧化為As（Ⅴ）。

在Fe的還原溶解產(chǎn)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(qū)動(dòng)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(zhì)-礦物間的“間接電子傳遞”，是微生物胞外呼吸的本質(zhì)[62-63]。胞外呼吸是指厭氧條件下，微生物在細(xì)胞內(nèi)氧化有機(jī)物釋放出電子，產(chǎn)生的電子經(jīng)細(xì)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(jī)物，驅(qū)動(dòng)微生物異化鐵還原過程，并耦合As的遷移和形態(tài)轉(zhuǎn)變。腐殖質(zhì)能夠作為電子受體加速電子傳遞，促進(jìn)“間接電子傳遞”過程[63]。微生物能夠間接誘導(dǎo)As（Ⅲ）氧化或As（Ⅴ）還原，生成一些有機(jī)或無機(jī)化合物，隨后與As（Ⅴ）或As（Ⅲ）進(jìn)行氧化還原反應(yīng)[46]。如腐殖質(zhì)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(zhuǎn)移作用[46]。生物質(zhì)炭作為一種類固態(tài)腐殖質(zhì)，其表面包含大量吩嗪類基團(tuán)等參與電子傳遞的反應(yīng)位點(diǎn)，能夠作為電子穿梭體參與微生物對(duì)鐵（氫）氧化物的異化還原。Piepenbrock等[64]研究表明，腐殖質(zhì)作為電子穿梭體促進(jìn)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(zhì)AQDS、生物質(zhì)炭等）可以促進(jìn)Fe（Ⅱ）的生成。Chen等[66]研究表明，微生物介導(dǎo)的As代謝以及Fe還原在地球As-Fe循環(huán)中產(chǎn)生著重要的作用，這個(gè)過程受DOM（溶解性有機(jī)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(jìn)As（Ⅴ）和Fe（Ⅲ）的還原和釋放，而1.00 mmol·L-1AQDS處理反而會(huì)抑制As（Ⅴ）和Fe（Ⅲ）的還原和釋放；與對(duì)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(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭增加了微生物異化鐵還原和溶解有機(jī)碳的含量，從而增加了沉積物中As的釋放。Yin等[68]報(bào)道生物質(zhì)炭增強(qiáng)了As的移動(dòng)性。

4.3 Fe氧化對(duì)As的影響

亞鐵氧化在好氧和厭氧條件下均可以發(fā)生。微生物亞鐵氧化可以在化學(xué)氧化無法進(jìn)行的較低的pH值環(huán)境下進(jìn)行；在近中性pH值條件下，好氧FeOB氧化將會(huì)和快速化學(xué)氧化產(chǎn)生競爭[46]。因此，F(xiàn)eOB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(huán)境中，光合和硝酸鹽依賴型鐵氧化細(xì)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(xué)氧化劑[46-47]。Croal等[69]報(bào)道，鐵氧化細(xì)菌大多都屬于變形桿菌。在中性的厭氧或低氧條件下，F(xiàn)eOB能夠進(jìn)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(zhuǎn)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(fā)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(qiáng)烈地吸附AsO3-4和AsO3-3，從而降低As的移動(dòng)性[47]。Hohmann等[53]研究表明，嗜中性FeOB氧化Fe（Ⅱ）產(chǎn)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(huì)促進(jìn)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(fā)生共沉淀，使水稻對(duì)As的吸收量減少。在水稻的根際區(qū)域，根部的ROL作用促進(jìn)水稻根部表面鐵膜形成，鐵膜能強(qiáng)烈地吸附土壤溶液中的As從而降低As的移動(dòng)性，此外，ROL還會(huì)影響根際鐵氧化細(xì)菌的豐度，進(jìn)一步促進(jìn)根際的Fe（Ⅱ）氧化[5]。在Fe的生化地球循環(huán)過程中，不僅存在As的釋放、吸附和共沉淀等作用，還會(huì)耦合As的氧化還原反應(yīng)[52，72-73]。在活性鐵界面、Fe（Ⅱ）-針鐵礦系統(tǒng)以及Fenton反應(yīng)中，都發(fā)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(chǎn)生更多的As（Ⅴ）。王兆蘇等[72]報(bào)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(fā)生共沉淀或吸附在生成的鐵氧化物的表面。Okibe等[74]研究發(fā)現(xiàn)，F(xiàn)eOB在介導(dǎo)Fe（Ⅱ）氧化的過程中，同時(shí)發(fā)生了As（Ⅲ）的氧化和固定。

Fenton反應(yīng)是指在Fe（Ⅱ）催化作用下，H2O2產(chǎn)生強(qiáng)氧化能力活性氧自由基的反應(yīng)。有研究表明Fen?ton反應(yīng)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(qū)，F(xiàn)enton反應(yīng)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(xué)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(duì)As的吸收[77]。Qin等[76-77]研究表明，添加Fenton試劑促進(jìn)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(tài)，并且由于砷酸鹽的大量產(chǎn)生，促進(jìn)了As的甲基化；添加Fenton試劑顯著降低了As的毒性對(duì)植物的影響，降低了水稻對(duì)As的吸收和累積，促進(jìn)了As污染土壤中水稻的生長。

5 展望

鑒于水稻As污染對(duì)人體健康存在嚴(yán)重威脅，如何能更有效地降低As污染的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)仍是我國環(huán)境保護(hù)中必須關(guān)注的重點(diǎn)。因此，針對(duì)目前As污染問題，未來的研究應(yīng)著重于以下幾方面：識(shí)別水稻對(duì)有機(jī)砷的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)途徑；研究不同根際氧化還原條件對(duì)土壤As、鐵微生物群落，以及As的形態(tài)和生物地球化學(xué)行為的影響；基于目前研究成果，針對(duì)As污染土壤開展大田實(shí)驗(yàn)，確定Si的最適添加方式，研究Si的施加對(duì)As污染土壤的修復(fù)效果及機(jī)理。

迄今為止，大量的As/Fe氧化還原菌被成功分離、培養(yǎng)和研究，但環(huán)境中存在大量未分離的微生物，因?qū)ξ⑸锝閷?dǎo)的鐵氧化還原過程中耦合的As轉(zhuǎn)化及遷移的認(rèn)識(shí)尚有不足，未來研究工作可著眼于以下幾個(gè)方面：能夠耦合As生物地球化學(xué)循環(huán)的鐵氧化菌和鐵還原菌的篩選分離及微生物基因組學(xué)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(tài)變化及礦物相轉(zhuǎn)換，研究微生物介導(dǎo)下的鐵氧化還原過程反應(yīng)機(jī)制；開展田間試驗(yàn)研究微生物驅(qū)動(dòng)對(duì)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(xué)行為的影響；通過分子生物學(xué)等手段，研究不同元素（如N、S、P等）或有機(jī)物（如生物質(zhì)炭等）作為電子穿梭體對(duì)鐵氧化還原菌、As功能性微生物反應(yīng)的影響；采用電化學(xué)分析方法、光譜計(jì)量學(xué)手段分析反應(yīng)過程中鐵氧化還原菌與其他元素間的電子傳遞機(jī)制及含鐵礦物-生物質(zhì)炭-微生物耦合的胞外電子傳遞過程對(duì)Fe的生物成礦耦合As鈍化的影響機(jī)制，為最終降低As污染的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)提供理論基礎(chǔ)。