土壤中二苯砷酸的吸附解吸、結(jié)合形態(tài)與代謝轉(zhuǎn)化研究進(jìn)展

涂晨，路露露, ，朱濛，韋婧，劉穎，駱永明,

1. 中國(guó)科學(xué)院海岸帶環(huán)境過程與生態(tài)修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/中國(guó)科學(xué)院煙臺(tái)海岸帶研究所，山東 煙臺(tái) 264003；2. 北京化工大學(xué)資源與環(huán)境研究中心，北京 100029；3. 安徽師范大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，安徽 蕪湖 241002；4. 中國(guó)科學(xué)院土壤環(huán)境與污染修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所，江蘇 南京 210008

在第一次和第二次世界大戰(zhàn)期間，苯砷類化學(xué)武器被大規(guī)模制造和使用。其中，苯砷類化合物二苯氰砷（Diphenylcyanoarsine，DA）和二苯氯砷（Diphenylchloroarsine，DC）因具有強(qiáng)烈刺激性，是毒氣彈——“紅劑”的主要成分（何躍忠等，2005），并在戰(zhàn)爭(zhēng)中作為嘔吐劑和糜爛劑使用。戰(zhàn)后，大批遺棄的化學(xué)武器僅通過陸地掩埋或海洋傾倒的方式進(jìn)行了簡(jiǎn)單的處置。掩埋于土壤深處的化學(xué)武器經(jīng)長(zhǎng)期腐蝕，其內(nèi)部有毒有害物質(zhì)發(fā)生泄漏。這些有機(jī)砷化物在土壤、地下水及沉積物中經(jīng)水解或氧化，形成結(jié)構(gòu)更加穩(wěn)定的二苯砷酸（Dipenylarsinic acid，DPAA）和苯砷酸（Penylarsonic acid，PAA）等物質(zhì)，并對(duì)周邊環(huán)境造成污染（Ochi et al.，2004）。DPAA在環(huán)境中的存留時(shí)間較長(zhǎng)，且具有很強(qiáng)的細(xì)胞毒性與基因毒性（Yamaguchi et al.，2017）。2002年，日本卡米蘇地區(qū)首次在受化學(xué)武器泄漏所污染的地下水中發(fā)現(xiàn)砷的主要存在形態(tài)為DPAA，其最高濃度超過飲用水砷含量標(biāo)準(zhǔn)的450倍（Nakamiya et al.，2007）。當(dāng)?shù)鼐用裼捎陲嬘檬芪廴镜木畬?dǎo)致了嚴(yán)重的中樞神經(jīng)系統(tǒng)疾病，表現(xiàn)為腦萎縮、行走困難、視覺障礙、失眠和記憶力下降（Ishizaki et al.，2005；Ishii et al.，2004）。中國(guó)東北某受日遺化學(xué)武器污染的土壤檢出總砷濃度最達(dá)2967 mg·kg-1，其中2-氯乙烯砷酸和芳香砷化物（包括DPAA、PAA和三苯砷等）是該污染區(qū)土壤中最主要的兩類砷化物（周黎明等，2008）。Baba et al.（2008）從受芳香砷污染的土壤中檢測(cè)到 DPAA、PAA、甲基化苯砷酸（Methylphenylarsinic acid，MPAA）等多種有機(jī)砷和無機(jī)砷化合物。Arao et al.（2009）進(jìn)一步通過室內(nèi)水培和盆栽實(shí)驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)相較于二甲基苯砷、甲基二苯砷等芳香砷污染物，土壤中DPAA和MPAA更容易被水稻根部吸收并遷移至籽粒。上述研究表明，DPAA在土壤中具有較強(qiáng)的遷移性和生物有效性，并可通過食物鏈富集傳遞，進(jìn)而引發(fā)人體健康風(fēng)險(xiǎn)（Gorecki et al.，2017）。

土壤是包含多介質(zhì)、多界面的生命與非生命復(fù)合系統(tǒng)，作為土壤中的重要活性膠體組分，微生物在很大程度上決定了土壤中無機(jī)和有機(jī)砷化物的環(huán)境行為、生物有效性與生物降解潛力。因此，研究微生物介導(dǎo)下砷（有機(jī)砷與無機(jī)砷）在土壤中的氧化與還原、結(jié)合與釋放以及轉(zhuǎn)化與降解等化學(xué)與生物學(xué)過程的耦合機(jī)制，探索砷污染土壤的生物修復(fù)技術(shù)，不僅是國(guó)際環(huán)境科學(xué)與土壤修復(fù)領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)，更是中國(guó)乃至全球所亟需解決的重大環(huán)境問題，對(duì)保障糧食安全、人體健康和人居安全都具有十分重要的理論與現(xiàn)實(shí)意義。本文綜述了土壤中DPAA的吸附與解吸特征、DPAA在土壤鐵氧化物和膠體顆粒表面的結(jié)合形態(tài)與分子鍵合機(jī)制，以及微生物對(duì)DPAA的好氧降解與厭氧代謝轉(zhuǎn)化途徑與機(jī)制，探討了硫酸鹽還原菌參與下土壤中DPAA的厭氧生物轉(zhuǎn)化與硫酸鹽還原、鐵還原等化學(xué)過程之間的耦合機(jī)理，旨在為中國(guó)化學(xué)武器埋藏區(qū)有機(jī)砷污染土壤的生物修復(fù)提供理論依據(jù)與技術(shù)支撐。

1 DPAA在土壤中的吸附解吸特征及其影響因素

砷在土壤中的吸附較復(fù)雜，主要吸附在土壤顆粒表面，包括黏土、金屬（鐵、鋁、錳）礦物、碳酸鈣或有機(jī)質(zhì)，其吸附機(jī)制主要包括水解、陽(yáng)離子配位、同晶置換等（胡立剛等，2009；謝正苗等，1998）。土壤中的含鐵礦物（如鐵氧化物/氫氧化物）對(duì)砷的吸附與固持具有重要的作用，鐵的還原作用以及由鐵還原導(dǎo)致的載砷礦物賦存形態(tài)與組成結(jié)構(gòu)的變化都將嚴(yán)重影響砷在土壤中結(jié)合-釋放的動(dòng)態(tài)再分配過程（楊明等，2013）。然而，關(guān)于有機(jī)砷化物在土壤中環(huán)境行為的研究非常有限，主要集中在對(duì)獸藥洛克沙砷吸附-解吸特征的研究（Brown et al.，2005；張雨梅等，2007），鮮有關(guān)于DPAA在土壤中吸附-解吸特征及其影響因素的報(bào)道。Wang et al.（2013）比較了DPAA在兩種理化性質(zhì)差異較大的典型土壤——黑土（Phaeozem）和紅壤（Acrisol）中的吸附與解吸特征，發(fā)現(xiàn)與無機(jī)砷酸鹽及分子量較小的有機(jī)砷相比，土壤對(duì)于DPAA的吸附能力相對(duì)較弱，且解吸率也較高，表明DPAA在土壤中具有極強(qiáng)的遷移性。DPAA在紅壤表面的吸附量要遠(yuǎn)高于在黑土中，且二者吸附等溫線均可用Freundlich方程和Henry方程擬合。DPAA在兩種土壤中解吸量與吸附量呈線性關(guān)系，紅壤對(duì)DPAA的固定能力要高于黑土。朱濛（2017）比較了DPAA在 13種理化性質(zhì)差異明顯的土壤中的吸附特性，發(fā)現(xiàn)鐵氧化物含量高的土壤（如酸性硫酸鹽土、水稻土、火山灰土、紅壤和赤紅壤）對(duì)DPAA的吸附能力強(qiáng)于鐵氧化物含量低的土壤（如棕壤、潮土和黑土）。

已有研究表明，DPAA在土壤中的吸附解吸特征受到土壤pH、競(jìng)爭(zhēng)離子如磷酸鹽、鹽度、氧化物及有機(jī)質(zhì)等環(huán)境因子的影響。Wang et al.（2013）比較了初始pH、PO43-及離子強(qiáng)度對(duì)土壤中DPAA吸附的影響，發(fā)現(xiàn)DPAA在土壤中的吸附量隨pH增加顯著降低，背景溶液的離子強(qiáng)度對(duì)DPAA吸附的影響較小，而競(jìng)爭(zhēng)離子 PO43-可顯著抑制紅壤中DPAA的吸附量，但對(duì)黑土的抑制作用不顯著。Zhu et al.（2016）發(fā)現(xiàn)，土壤對(duì)DPAA的吸附常數(shù)Kf整體上表現(xiàn)出隨鹽度增加而增加的趨勢(shì)，這可能與鹽析效應(yīng)有關(guān)。氧化物和有機(jī)質(zhì)也是影響土壤中DPAA吸附的重要因素（Wang et al.，2013，朱濛等，2018）。朱濛（2017）比較了原土及分別去除晶質(zhì)和非晶質(zhì)氧化物以及有機(jī)質(zhì)后的土壤對(duì)DPAA的吸附能力，發(fā)現(xiàn)與原土相比，去晶質(zhì)和非晶質(zhì)氧化物顯著降低了土壤對(duì)DPAA的吸附能力，說明晶質(zhì)和非晶質(zhì)氧化物提供了 DPAA在土壤中的主要吸附位點(diǎn)。與去氧化物的處理相比，去有機(jī)質(zhì)對(duì)吸附常數(shù)Kf的影響最小，且與土壤類型密切相關(guān)。這是因?yàn)镈PAA在土壤中的吸附主要受氧化物的配位交換作用而非有機(jī)質(zhì)的疏水作用控制，這與無機(jī)砷、洛克沙砷和阿散酸的吸附機(jī)制類似。此外，土壤中廣泛存在的可溶性有機(jī)質(zhì)（Dissolved Organic Matter，DOM）也可影響有機(jī)/無機(jī)砷化合物在土壤表面的吸附效果，其作用機(jī)制包括：（1）DOM可能同土壤中金屬水合氧化物發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)，屏蔽有機(jī)砷的吸附位點(diǎn)（Bauer et al.，2006；Chen et al.，2012；Redman et al.，2002）；（2）DOM能增加土壤中金屬氧化物礦物的溶解（Harvey et al.，2002）。

微生物的氧化還原作用是調(diào)控土壤中無機(jī)砷固定與釋放的重要因素（Islam et al.，2004；Campbell et al.，2006；羅婷等，2011；王亞潔等，2015），然而，微生物介導(dǎo)的氧化還原作用及DPAA在土壤（鐵氧化物表面）的結(jié)合與釋放研究罕見報(bào)道。Zhu et al.，（2016）率先研究發(fā)現(xiàn)，向淹水土壤中添加乳酸鈉可刺激土壤中土著微生物的活性，促進(jìn)土壤中的硫酸鹽還原和鐵還原，進(jìn)而促進(jìn)了DPAA從土壤固相向土壤溶液的釋放。涂晨等（2019）則進(jìn)一步從該淹水土壤中分離純化獲得一株硫酸鹽還原菌Clostridium sp. SRB-2，并比較研究了菌株SRB-2介導(dǎo)下DPAA在不同類型合成鐵氧化物及不同類型土壤中的吸附-解吸特征，但具體機(jī)制仍有待深入研究。

2 DPAA在土壤顆粒及鐵氧化物表面的結(jié)合形態(tài)與分子鍵合機(jī)制

大量研究表明，砷在環(huán)境和生態(tài)系統(tǒng)中的效應(yīng)并不僅取決于其總量，而是取決于其賦存形態(tài)。真實(shí)客觀地揭示砷在土壤顆粒中的結(jié)合形態(tài)及其結(jié)合機(jī)制，有助于準(zhǔn)確預(yù)測(cè)環(huán)境中砷的生物有效性、毒性及其環(huán)境遷移風(fēng)險(xiǎn)。目前，研究砷在土壤中結(jié)合形態(tài)的方法主要是連續(xù)分級(jí)提取法（Dousova et al.，2008），該方法通過采用不同強(qiáng)度的化學(xué)試劑，破壞特定的土壤組分從而進(jìn)行元素形態(tài)的測(cè)定，所獲得的結(jié)果可以反映目標(biāo)元素在土壤中的結(jié)合方式以及結(jié)合的強(qiáng)弱程度。本研究組前期采用連續(xù)分級(jí)提取法研究了DPAA在土壤礦質(zhì)膠體中的結(jié)合形態(tài)與含量，結(jié)果表明：土壤礦質(zhì)膠體中非專性吸附態(tài)DPAA的比例較高（8.2%—46.7%），這部分DPAA主要通過靜電引力吸附到土壤礦質(zhì)膠體表面，僅生成外圈層絡(luò)合物，很容易被 SO42-等陰離子置換進(jìn)入土壤溶液，在砷的所有結(jié)合形態(tài)中遷移能力最強(qiáng)；專性吸附態(tài)是DPAA在土壤礦質(zhì)膠體中的另一種重要結(jié)合形態(tài)，占 DPAA吸附總量的 19.5%—47.4%，這部分DPAA通過生成內(nèi)圈層表面絡(luò)合物吸附到土壤礦質(zhì)膠體表面，很容易通過施加磷酸鹽釋放出來；與專性吸附態(tài)（表面絡(luò)合）相比，土壤礦質(zhì)膠體上的無定形氧化物結(jié)合態(tài)、弱晶質(zhì)氧化物結(jié)合態(tài)和晶質(zhì)氧化物結(jié)合態(tài)DPAA可以嵌入到氧化物顆粒內(nèi)部的孔隙中并發(fā)生絡(luò)合和/或沉淀作用，與土壤礦質(zhì)膠體的結(jié)合能力更強(qiáng)，通常情況下很難解吸進(jìn)入土壤溶液。然而，連續(xù)分級(jí)提取法仍存在很多缺陷，包括：提取步驟麻煩、試劑的選擇性有限和已釋放的重（類）金屬在各形態(tài)間再分配等（朱濛，2017）。

基于同步輻射的 X-射線吸收光譜（Xiderowg Action System，XAS）技術(shù)是一種新型原位光譜分析手段，包括 X射線吸收近邊結(jié)構(gòu)（X-ray Absorption Near Edge Structure，XANES）和擴(kuò)展邊X射線吸收精細(xì)結(jié)構(gòu)（X-Ray Absorption Fine Structure，EXAFS）分析，能夠滿足原位測(cè)定、價(jià)態(tài)分析和結(jié)構(gòu)表征等測(cè)定要求。近年來，該技術(shù)在土壤科學(xué)中的應(yīng)用發(fā)展十分迅速。Luo et al.（2006）對(duì)砷在紅壤表面吸附的微觀配位結(jié)構(gòu)進(jìn)行了研究，認(rèn)為砷主要與土壤中的鐵和鋁形成內(nèi)圈層雙齒雙核配合物，其As-Fe間距為3.28 ?，As-Al間距為3.17 ?。Thomasarrigo et al.（2014）采用穆斯堡爾譜和 X射線同步輻射技術(shù)揭示了來自河床的有機(jī)絮體中，As(V)和 As(III)都是以單齒雙核配合物的形式與絮體中的三價(jià)鐵氧化物形成“橋”形連接，其As-Fe間距為3.31—3.34 ?。李士杏等（2011）運(yùn)用EXAFS分析發(fā)現(xiàn)，無機(jī)砷在紅壤中吸附的微觀機(jī)制為鐵氧化物形成內(nèi)圈層雙齒雙核配合物，As-Fe鍵的原子間距為3.09—3.25 ?。然而，關(guān)于DPAA在土壤礦物或土壤顆粒表面結(jié)合形態(tài)與微觀機(jī)制的研究仍非常有限。

Tanaka et al.（2014）采用EXAFS技術(shù)揭示了DPAA和 PAA在水鐵礦表面的結(jié)合機(jī)制為雙齒雙核配合物與單齒配合物共存。本研究組前期利用上海同步輻射光源，初步揭示了DPAA與多種鐵氧化物以及土壤顆粒的結(jié)合形態(tài)與分子機(jī)制。XANES結(jié)果表明，DPAA在針鐵礦、赤鐵礦和菱鐵礦表面可同時(shí)生成內(nèi)圈層雙齒雙核絡(luò)合物和外圈層絡(luò)合物；而在水鐵礦和磁鐵礦表面僅生成內(nèi)圈層雙齒雙核絡(luò)合物和少量外圈層絡(luò)合物。DPAA在不同鐵礦物表面形成的 As-Fe鍵原子間距為 3.19—3.33 ?（Zhu et al.，2019）。上述研究表明，DPAA可通過靜電吸引、氫鍵、表面絡(luò)合、嵌入礦物顆粒內(nèi)的絡(luò)合作用等機(jī)制與鐵礦物相互作用。

此外，朱濛（2017）采用掃描透射X射線顯微成像（Scanning Transmission X-ray Microscope，STXM）技術(shù)研究了土壤中的土著SRB富集混懸菌液對(duì)DPAA在針鐵礦表面的吸附解吸與分子鍵合特征的影響。結(jié)果表明，添加SRB富集混懸菌液可顯著增加針鐵礦表面Fe(II)和As元素的面密度，提示SRB混懸菌液促進(jìn)了針鐵礦的還原性溶解和DPAA的釋放。研究結(jié)果可為進(jìn)一步揭示純菌介導(dǎo)的鐵還原條件下，DPAA在土壤礦物表面的結(jié)合與釋放動(dòng)態(tài)機(jī)理提供科學(xué)依據(jù)與方法學(xué)基礎(chǔ)。

3 土壤中 DPAA的好氧微生物降解與厭氧微生物代謝轉(zhuǎn)化機(jī)制

大量研究表明，微生物對(duì)砷的代謝轉(zhuǎn)化過程在砷的地球化學(xué)循環(huán)中起到了十分重要的作用，國(guó)內(nèi)也已有多名學(xué)者綜述了微生物對(duì)無機(jī)砷的代謝轉(zhuǎn)化作用機(jī)制（Dhuldhaj et al.，2013；Hudson-Edwards et al.，2013；Jia et al.，2014；陳倩等，2011；吳佳等，2011；王革嬌等，2014；楊婧等，2009；朱永官，2013）。Li et al.，（2019）通過厭氧培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，加入硝酸鹽可大幅提高微生物驅(qū)動(dòng)的三價(jià)砷氧化速率，而硝酸鹽還原速率不受三價(jià)砷影響。但目前有關(guān)利用微生物降解轉(zhuǎn)化有機(jī)砷污染物的研究仍非常有限。K?hler et al.（2001）在2001年從受化學(xué)武器泄漏物而嚴(yán)重污染的土壤中篩選出具有降解三苯砷及其氧化物的4種微生物，這些微生物均能將有機(jī)砷降解成無機(jī)砷，這是國(guó)際上首次關(guān)于微生物降解芳香砷的報(bào)道。隨后，Nakamiya et al.（2007）揭示了棲息微球菌（Kytococcus sedentarius）NK0508對(duì)DPAA的好氧降解代謝產(chǎn)物包括砷酸鹽和甲基化二苯砷（Diphenylmethylarsine oxide，DPMAO）。Harada et al.（2010）發(fā)現(xiàn)劍菌屬Ensifer adhaerens菌株可通過體內(nèi)的單加氧酶實(shí)現(xiàn)對(duì)對(duì)DPAA的好氧降解，其降解代謝產(chǎn)物包括單羥基化DPAA、PAA和砷酸鹽。最近，宋芳等（2017）通過對(duì)一株重金屬耐性菌紫金牛葉桿菌RC6b進(jìn)行化學(xué)誘變，顯著提高了該菌對(duì)DPAA的好氧降解能力，并鑒定出誘變菌對(duì)DPAA的好氧降解代謝產(chǎn)物為單羥基化DPAA，但DPAA的脫苯環(huán)產(chǎn)物PAA以及無機(jī)砷酸鹽卻未檢出。

除了好氧微生物對(duì)DPAA的降解代謝，許多厭氧微生物也參與了 DPAA的代謝轉(zhuǎn)化。Arao et al.（2009）發(fā)現(xiàn) DPAA在厭氧環(huán)境下能被土壤微生物脫苯環(huán)代謝轉(zhuǎn)化為 PAA，并進(jìn)一步形成無機(jī)砷酸鹽。Guan et al.（2012）研究發(fā)現(xiàn)，向厭氧土壤中加入硫酸鹽和碳源，可顯著提高土壤中DPAA的降解速率，土壤中的DPAA可在3—5周內(nèi)被徹底轉(zhuǎn)化，其轉(zhuǎn)化產(chǎn)物中既包含在能好氧降解途徑中產(chǎn)生的PAA和砷酸鹽，也包括 DPAA的甲基化產(chǎn)物——DPMAO，以及一種尚不明確的新型含硫有機(jī)砷化物。Hisatomi et al.（2013）進(jìn)一步采用液相色譜-飛行時(shí)間質(zhì)譜將該未知化合物鑒定為二苯基硫代砷酸（Diphenylthioarsinic acid，DPTAA）。朱濛（2017）采用三重四極桿-液質(zhì)聯(lián)用儀分析了淹水條件下DPAA在黑土中的消減動(dòng)態(tài)和轉(zhuǎn)化產(chǎn)物，研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)：在外源添加碳、硫條件下，土壤中的DPAA濃度隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)而顯著降低，同時(shí)在土壤浸提液中檢出了DPAA的硫化產(chǎn)物DPTAA。這一結(jié)果表明，土壤中的厭氧微生物（特別是硫酸鹽還原菌）對(duì)DPAA的厭氧代謝轉(zhuǎn)化發(fā)揮著重要作用，但具體機(jī)制尚不清楚。圖1總結(jié)了土壤中DPAA的形成過程及其在好氧和厭氧環(huán)境下的微生物代謝轉(zhuǎn)化路徑。

圖1 土壤中DPAA的形成過程及其在好氧和厭氧環(huán)境下的微生物代謝轉(zhuǎn)化路徑Fig. 1 The formation process of DPAA in soil and its microbial metabolic transformation pathway in aerobic and anaerobic environments

近年來，有關(guān)有機(jī)污染物的厭氧降解耦合鐵循環(huán)及硫酸鹽還原的機(jī)制正成為國(guó)際上的研究熱點(diǎn)與難點(diǎn)（Luo et al.，2013；Tian et al.，2015；胡敏等，2014）。Flynn et al.（2014），首次報(bào)道了一株兼性厭氧鐵還原菌Shewanella oneidensis MR-1可在堿性條件下優(yōu)先介導(dǎo)硫還原，并進(jìn)一步將Fe(III)直接還原為 Fe(II)，進(jìn)而實(shí)現(xiàn)微生物介導(dǎo)的硫還原與非生物介導(dǎo)的鐵還原過程相偶聯(lián)。而汪明霞等（2014）的研究則表明，Shewanella oneidensis MR-1在異化還原 Fe(III)的同時(shí)，F(xiàn)e(III)可將 As(III) 氧化為As(V)，提高砷在鐵礦物表面的吸附能力，進(jìn)而降低環(huán)境中砷的移動(dòng)性和毒性。在厭氧條件下，土壤中的硫酸鹽還原菌可利用硫酸鹽作為電子受體氧化小分子有機(jī)酸，釋放出硫化氫，硫化氫與DPAA加成，中間產(chǎn)物經(jīng)進(jìn)一步脫水生成 DPTAA（Guan et al.，2015，Zhu et al.，2016）。涂晨等（2019）從厭氧的DPAA污染土壤中分離純化出的一株硫酸鹽還原菌Clostridium sp. SRB-2，該菌具有較強(qiáng)的硫酸鹽還原和鐵還原能力，同時(shí)還對(duì)土壤中的DPAA具有較強(qiáng)的耐受力和厭氧轉(zhuǎn)化能力。在厭氧培養(yǎng)2周時(shí)，菌株 SRB-2對(duì)針鐵礦溶液體系中DPAA的轉(zhuǎn)化去除率可達(dá)41.8%。在接種SRB-2菌株的DPAA-針鐵礦厭氧培養(yǎng)體系中，DPAA的厭氧轉(zhuǎn)化伴隨著體系中Eh和硫酸鹽的降低。進(jìn)一步采用STXM技術(shù)分析發(fā)現(xiàn)，接種SRB-2菌株的針鐵礦表面Fe(III)發(fā)生了還原性溶解，生成的Fe(II)濃度以及溶液中DPAA的濃度隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)而增加，提示厭氧條件下，硫酸鹽還原菌SRB-2介導(dǎo)的硫酸鹽還原、鐵循環(huán)以及DPAA的代謝轉(zhuǎn)化過程之間的確存在著緊密的聯(lián)系，但其化學(xué)與生物學(xué)耦合機(jī)制尚不明確，仍有待作進(jìn)一步深入研究。

4 未來研究展望

微生物介導(dǎo)的硫酸鹽還原、鐵還原與污染物在土壤顆粒表面釋放與降解的耦合機(jī)制已成為土壤化學(xué)與土壤生物學(xué)研究領(lǐng)域的重要前沿課題。未來應(yīng)該加強(qiáng)以下幾個(gè)方面的研究：

（1）闡明微生物參與下 DPAA在不同類型土壤-地下水環(huán)境中的賦存形態(tài)與生物有效性；揭示DPAA 在土壤-地下水-微生物-植物系統(tǒng)中遷移轉(zhuǎn)化過程及其影響因素；服務(wù)于DPAA污染土壤-地下水的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估。

（2）結(jié)合宏基因組、轉(zhuǎn)錄組、蛋白質(zhì)組和代謝組學(xué)等多組學(xué)關(guān)聯(lián)分析技術(shù)，闡明硫酸鹽還原菌介導(dǎo)的DPAA厭氧代謝轉(zhuǎn)化過程與硫酸鹽還原、鐵還原等化學(xué)過程之間的分子耦合機(jī)理，服務(wù)于化學(xué)武器埋藏區(qū)有機(jī)砷污染土壤和地下水環(huán)境的生物修復(fù)。