稻田土壤氮循環(huán)與砷形態(tài)轉(zhuǎn)化耦合的研究進(jìn)展

朱憶雯，尹丹，胡敏，杜衍紅，洪澤彬，程寬，于煥云*

1.廣東工業(yè)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣東 廣州 510006；2.廣東省科學(xué)院生態(tài)環(huán)境與土壤研究所，廣東 廣州 510650；3.長江大學(xué)農(nóng)學(xué)院，湖北 荊州 434000；4.常州大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 常州 213164

砷是一種劇毒的類金屬物質(zhì)，普遍存在于自然環(huán)境中，長期接觸會對人類健康產(chǎn)生極大威脅。農(nóng)業(yè)環(huán)境中，利用砷污染地下水灌溉農(nóng)作物是導(dǎo)致土壤與糧食砷含量超標(biāo)的主要原因之一。與其他農(nóng)作物相比，水稻更容易吸收土壤中的砷，導(dǎo)致稻米中砷超標(biāo)，并通過食物鏈進(jìn)入人體可造成慢性中毒，引發(fā)多種疾?。⊿harma et al.，2021）。水稻作為最主要的農(nóng)作物之一，全球一半的人口以稻米為主食，隨著全球人口不斷增加，水稻的需求也在增長（Bao et al.，2022），因此稻田砷污染問題備受關(guān)注。

稻田土壤中砷主要以無機(jī)砷（三價砷As(Ⅲ)、五價砷As(Ⅴ)）存在，其次為有機(jī)砷（一甲基砷酸（MMA(Ⅴ)）、二甲基砷酸（DMA(Ⅴ)）等）。稻田土壤中砷轉(zhuǎn)化一般包括砷氧化、砷還原、砷甲基化和脫甲基化等過程，主要是由微生物驅(qū)動，且受多種因素影響（Yamaguchi et al.，2011；Yang et al.，2022）。稻田常常施用大量氮肥，但僅有35%氮肥被水稻所吸收利用，過量施用氮肥可造成環(huán)境氮污染（朱兆良，2008）。稻田氮循環(huán)主要包括了硝化作用（Nitrification）、反硝化作用（Denitrification）、厭氧氨氧化（Anmmox）、鐵氨氧化（Feammox）以及硝酸鹽異化還原成銨（DNRA）等過程。稻田土壤砷轉(zhuǎn)化與氮循環(huán)過程聯(lián)系緊密。

稻田淹水條件下，砷氧化微生物可以硝酸鹽為電子受體氧化As(Ⅲ)，從而降低砷移動性（Lin et al.，2018；Li et al.，2019；Wu et al.，2021）。進(jìn)一步研究發(fā)現(xiàn)，硝酸鹽還原耦合砷氧化過程主要由具有完整反硝化基因的砷氧化微生物及硝酸鹽還原微生物驅(qū)動（Li et al.，2019）。此外，砷污染稻田土壤施加硝態(tài)氮肥可抑制土壤中鐵氧化物的還原溶解，且促進(jìn)亞鐵氧化過程（劉同旭等，2019），從而有利于砷的吸附固定（Chen et al.，2008）。除硝態(tài)氮肥外，施加銨態(tài)氮肥對砷的移動性亦具有顯著影響（Liu et al.，2022）。最新的研究發(fā)現(xiàn)，厭氧氨氧化可與砷還原過程耦合，該過程的發(fā)現(xiàn)為土壤氮、砷元素生物地球化學(xué)行為研究提供了新認(rèn)識（Zhang et al.，2022）。近年來，厭氧氨氧化與Fe(Ⅲ)還原耦合的鐵氨氧化過程對稻田砷地球化學(xué)行為的影響也受到廣泛關(guān)注（Li et al.，2019；Liu et al.，2022）。砷污染稻田土壤淹水條件下，施加銨態(tài)氮肥可促進(jìn)含砷的氧化鐵礦物的還原溶解并釋放砷，從而導(dǎo)致砷移動性與有效性增強(qiáng)（Chen et al.，2023）。此外，研究發(fā)現(xiàn)，在地下水環(huán)境條件下，硝酸鹽異化還原成銨可與砷還原過程耦合（Gao et al.，2021；Jiang et al.，2022），但該耦合過程在土壤環(huán)境的研究報道目前還較少。

本文基于已有的文獻(xiàn)報道，對稻田土壤微生物氮循環(huán)過程、砷的微生物轉(zhuǎn)化過程及不同氮循環(huán)過程對砷遷移轉(zhuǎn)化的影響等進(jìn)行系統(tǒng)分析和總結(jié)，并提出了稻田土壤氮循環(huán)與砷形態(tài)轉(zhuǎn)化耦合研究的發(fā)展趨勢。

1 稻田土壤微生物氮循環(huán)

氮循環(huán)是由微生物驅(qū)動的各種氮的氧化還原過程，如圖1所示，包括硝化作用、反硝化作用、厭氧氨氧化、鐵氨氧化和硝酸鹽異化還原成銨等。施加銨態(tài)氮肥可促進(jìn)稻田土壤中銨態(tài)氮氧化，如厭氧氨氧化過程、異化Fe(Ⅲ)還原耦合的鐵氨氧化過程等；施加硝態(tài)氮肥，稻田土壤中則易發(fā)生硝酸鹽異化還原成銨、反硝化過程等。

圖1 稻田土壤氮循環(huán)過程（Yi et al.，2019）Figure 1 Nitrogen cycling process in paddy soil

1.1 硝化作用

硝化作用由氨氧化（Ammonia oxidation）與亞硝酸鹽氧化（Nitrite oxidation）兩步組成，且硝化作用連接了固氮作用與反硝化作用，所以該過程在土壤-植物系統(tǒng)氮循環(huán)中發(fā)揮關(guān)鍵作用（Li et al.，2018）。硝化作用分為自養(yǎng)型和異養(yǎng)型。微生物將NH4+/NH3氧化成NO3-或NO2-，并從中獲取能量的過程是自養(yǎng)型硝化，而有些微生物不在該過程中獲取能量則為異養(yǎng)型硝化（Hayatsu et al.，2008）。稻田土壤中主要由自養(yǎng)型硝化微生物驅(qū)動硝化過程（De Boer et al.，2001）。硝化過程的關(guān)鍵微生物有參與氨氧化過程的氨氧化細(xì)菌（Ammonia-oxidizing bacteria，AOB）、氨氧化古菌（Ammonia-oxidizing archaea，AOA）和全程氨氧化細(xì)菌（Comammox）（De Boer et al.，2001；Li et al.，2018；Dai et al.，2021），以及參與亞硝酸鹽氧化的亞硝酸鹽氧化菌（NOB）（Hayatsu et al.，2008；Hayatsu et al.，2021）。不同生態(tài)系統(tǒng)中，氨氧化菌的類型不同。比如在海洋中，AOA是優(yōu)勢氨氧化菌；而在農(nóng)田土壤中，AOB氨氧化作用更強(qiáng)（Francis et al.，2007；Jia et al.，2009；Morimoto et al.，2011）。因此，AOB在稻田土壤中發(fā)揮的氨氧化作用強(qiáng)于AOA。比如，Li et al.（2006）研究發(fā)現(xiàn)，淹水水稻土中AOB的豐度與硝化活性成顯著正相關(guān)；Hussain et al.（2011）研究水稻根際土壤氨氧化菌與反硝化菌豐度變化時發(fā)現(xiàn)，淹水條件下AOB與反硝化菌豐度增加，而AOA無明顯變化；近期的研究發(fā)現(xiàn)，使用有機(jī)肥替代礦質(zhì)肥料可以提高稻田土壤硝化速率，且AOB對硝化作用的貢獻(xiàn)大于AOA（Dai et al.，2021）。

亞硝酸鹽氧化過程主要由亞硝酸鹽氧化菌（NOB）參與，分布在Nitrobacter、Nitrospina、Nitrococcus和Nitrospira等4個屬（Hayatsu et al.，2008）。2009年，Ishii et al.（2009，2011）基于大規(guī)模16S rRNA基因測序研究了水稻中亞硝酸鹽氧化菌群落，發(fā)現(xiàn)水稻土中Nitrospira屬微生物具有亞硝酸鹽氧化能力。Nahar等報道了孟加拉國水稻土中NOB的相對豐度與硝化速率成正相關(guān)（Nahar et al.，2020），證明NOB參與了硝化反應(yīng)。

1.2 反硝化作用

微生物驅(qū)動的反硝化作用是一個呼吸過程，主要發(fā)生在厭氧或者缺氧環(huán)境中。在該過程中，利用無機(jī)碳化合物作為碳源的自養(yǎng)型反硝化微生物（Ma et al.，2020）與利用有機(jī)碳源做電子供體的異養(yǎng)反硝化微生物將硝酸鹽（NO3-）逐步還原成亞硝酸鹽（NO2-）、一氧化氮（NO）、一氧化二氮（N2O）和氮?dú)猓∟2）（Ren et al.，2022）。其中，硝酸鹽還原酶（Nar）、亞硝酸鹽還原酶（Nir）、一氧化氮還原酶（Nor）和一氧化二氮還原酶（Nos）發(fā)揮了重要作用（Jones et al.，2008；Miralles Robledillo et al.，2021）。研究發(fā)現(xiàn)，稻田土壤中反硝化微生物種類多樣（Ishii et al.，2011）。比如，Saito et al.（2008）利用穩(wěn)定同位素探針（SIP）技術(shù)分析了稻田土壤反硝化微生物，鑒定出兩株以琥珀酸為電子供體的反硝化微生物即Burkholderiales和Rhodocyclales菌。Ishii et al.（2009）通過克隆文庫分析，在稻田土壤中發(fā)現(xiàn)反硝化微生物在目水平上屬于Burkholderiales、Rhodocyclales和Desulfomonadales。在Burkholderiales目中，Herbaspirillumspp.被確定為進(jìn)行硝酸鹽呼吸和反硝化的關(guān)鍵參與者。在水稻土中分離出屬水平上的反硝化微生物Bradyrhizobium、Dechloromonas、Herbaspirillum和Pseudogulbenkiania（Tago et al.，2011）。近期基于宏基因組學(xué)研究發(fā)現(xiàn)，在中國沿海潮灘、鹽堿地和內(nèi)陸水稻土中廣泛存在Alphaproteobacteria-affiliating nosZ clade I和Bacteroidetes-affiliating nosZ clade II反硝化微生物（Han et al.，2021）。其中clade I和clade II是Nos編碼基因nosZ的兩個不同遺傳支系（Domeignoz-Horta et al.，2018）。clade I發(fā)現(xiàn)已久，存在于多種細(xì)菌和古菌當(dāng)中。clade II是一個新發(fā)現(xiàn)的nosZ基因遺傳支系，其在基因表達(dá)、電子傳遞和N2O還原活性方面比clade I具有更加明顯的特征（Duan et al.，2018）。

1.3 厭氧氨氧化

反硝化作用一直被認(rèn)為是產(chǎn)生N2的唯一途徑，直到厭氧氨氧化的發(fā)現(xiàn)。厭氧氨氧化過程是厭氧或缺氧條件下，銨（NH4+）氧化與亞硝酸鹽（NO2-）還原耦合產(chǎn)生N2（Mulder et al.，1995；Zhu et al.，2011；Shan et al.，2018；Shen et al.，2020）。迄今為止，已報道了5個厭氧氨氧化菌屬Candidatus Brocadia、Kuenenia、Anammoxoglobus、Jettenia和Scalindua，而在水稻土中占優(yōu)勢的是Candidatus Brocadia屬（Han et al.，2021）。

厭氧氨氧化過程在稻田土壤中很活躍，也被認(rèn)為是稻田生態(tài)系統(tǒng)中氮損失的重要途徑（Yang et al.，2015）。由于稻田環(huán)境復(fù)雜，厭氧氨氧化過程在稻田土壤中也受多種因素影響。例如，不同形態(tài)氮肥的施加會影響厭氧氨氧化細(xì)菌豐度（Shen et al.，2020）。Shen et al.（2020）在水稻土里分別添加了化肥與有機(jī)肥，研究厭氧氨氧化菌的活性與豐度。同位素示蹤實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，厭氧氨氧化活性及厭氧氨氧化細(xì)菌豐度在有機(jī)肥處理中最高，且發(fā)現(xiàn)淹水稻田土壤中厭氧氨氧化過程可產(chǎn)生大量N2。除氮肥形態(tài)的影響，厭氧氨氧化活性還會受到稻田土壤pH和有機(jī)碳等影響（Shan et al.，2018），這對稻田氮損失研究具有重要指導(dǎo)意義。

1.4 鐵氨氧化

稻田土壤富含豐富的Fe與NH4+，周期性淹水與落干使得Fe在水稻土中發(fā)生各種轉(zhuǎn)化，厭氧氨氧化與鐵還原的耦合被稱為“Feammox”反應(yīng)（Li et al.，2019）。鐵氨氧化過程是在厭氧條件下，微生物將NH4+作為電子供體，氧化Fe(Ⅲ)，最終產(chǎn)物有N2、NO3-或NO2-（程寬等，2022）。鐵與氮循環(huán)的耦聯(lián)已經(jīng)被多次報道。2005年，Clément et al.（2005）研究河岸森林沉積物中Fe和氮循環(huán)的動力學(xué)發(fā)現(xiàn)，存在將Fe(Ⅲ)作為電子受體同時氧化NH4+的生物過程，且該過程在熱力學(xué)上是可行的，并且指出該過程可能在土壤氮循環(huán)中發(fā)揮關(guān)鍵作用。2006年，“Feammox”過程被首次提出（Sawayama，2006）。Sawayama（2006）在厭氧條件下探討了NH4+氧化與Fe(Ⅲ)-EDTA-Na還原耦合過程，該實(shí)驗(yàn)在玻璃反應(yīng)器中厭氧運(yùn)行數(shù)天，在特定時間向反應(yīng)器中加入Fe(Ⅲ)-EDTA-Na時，反應(yīng)器中銨根濃度不斷降低，同時亞硝酸鹽濃度上升；當(dāng)反應(yīng)器中不供給Fe(Ⅲ)-EDTA-Na時，反應(yīng)器中銨根濃度升高，且亞硝酸鹽濃度降低。該實(shí)驗(yàn)結(jié)果證明鐵還原微生物可將Fe(Ⅲ)還原為Fe(Ⅱ)同時將NH4+氧化成NO2-。2012年，Yang et al.（2012）發(fā)現(xiàn)Feammox反應(yīng)在熱帶旱地土壤中可產(chǎn)生N2、NO3-或者NO2-，并認(rèn)為生成N2是Feammox反應(yīng)中主要的氮損失途徑。

稻田環(huán)境中Feammox反應(yīng)是氮損失的主要途徑之一。2014年，Ding et al.（2014）首次在水稻土中發(fā)現(xiàn)Feammox反應(yīng)，且證明生成N2是稻田Feammox反應(yīng)的主要途徑。據(jù)估算，稻田土壤中約3.9%－31%的氮肥是通過Feammox反應(yīng)損失。2020年，Ding et al.（2020）報道稻田土壤中與Feammox相關(guān)的微生物包括Geobacter、Candidatus Solibacter、Nitrososphaeraceae、Leptolyngbya、Pseudomonas、Anaeromyxobacter等。Ding et al.（2021）進(jìn)一步采用15N標(biāo)記的同位素示蹤技術(shù)，研究了Feammox反應(yīng)在稻田土壤垂直分布的差異及與傳統(tǒng)氮損失途徑的關(guān)系。結(jié)果表明，F(xiàn)eammox導(dǎo)致的氮損失在20－40 cm的水稻土中高達(dá)26.1%。2015年，Huang et al.（2015）首次報道了Acidimicrobiaceaesp.A6菌在Feammox過程起關(guān)鍵作用。2018年，Acidimicrobiaceaesp.A6菌首次在美國新澤西州的河岸濕地土壤中被分離出來，該菌株在厭氧條件下能氧化NH4+同時還原Fe(Ⅲ)（Senko et al.，2018）。2019年，Shuai et al.（2019）采集美國新澤西州的河岸濕地沉積物，建造了人工濕地對Acidimicrobiaceaesp.A6菌進(jìn)行富集培養(yǎng)。接種A6菌，高鐵含量的人工濕地中NH4+去除率為25.0%±7.3%，而低鐵含量的NH4+去除率僅11.0%±9.7%，這表明可以通過促進(jìn)Feammox反應(yīng)提高濕地NH4+的去除。Zhang et al.（2021）等采集了不同類型的農(nóng)田土壤，研究了土壤中自養(yǎng)氨氧化微生物多樣性、豐度及影響這些微生物對土壤氨氧化的相對貢獻(xiàn)。研究發(fā)現(xiàn)，F(xiàn)eammox反應(yīng)中，Acidimicrobiaceaesp.A6具有最高的氨氧化速率，達(dá)到了 (1.23±0.98) μmol·g-1·d-1。綜上所述，目前僅分離出一株直接參與Feammox過程的單菌Acidimicrobiaceaesp.A6，參與Feammox反應(yīng)的微生物仍有待進(jìn)一步挖掘。

1.5 硝酸鹽異化還原成銨

硝酸鹽異化還原成銨是微生物氮循環(huán)的重要過程之一。與反硝化作用不同，DNRA是在厭氧條件下，微生物將NO2-/NO3-作為電子受體生成NH4+的過程，由nrfA基因編碼的硝酸鹽還原酶Nrf催化（Pandey et al.，2018；Zhao et al.，2022）。研究發(fā)現(xiàn)，在碳源充足而氮源缺乏的環(huán)境條件下，更容易發(fā)生DNRA而不是異養(yǎng)反硝化作用（Pandey et al.，2020；Broman et al.，2021）。驅(qū)動DNRA的微生物是發(fā)酵型細(xì)菌而參與反硝化過程的菌是呼吸細(xì)菌。反硝化可造成環(huán)境的氮損失而DNRA可保留氮素，對喜銨的農(nóng)作物更有利（周利等，2020）。

純培養(yǎng)下的DNRA現(xiàn)象早在1938年已被發(fā)現(xiàn)，隨著研究的不斷深入，驅(qū)動該過程的其他功能微生物也逐步被發(fā)現(xiàn)（Woods，1938；Pandey et al.，2020）。由于水稻是喜銨作物，而DNRA過程能為水稻提供銨，因此DNRA在稻田環(huán)境中具有重要作用（Nojiri et al.，2020）。2020年，Nojiri et al.（2020）研究發(fā)現(xiàn)，參與DNRA的相關(guān)功能微生物主要是Anaeromyxobacter和Geobacter，并發(fā)現(xiàn)驅(qū)動DNRA和反硝化作用的微生物有所不同，但二者的反應(yīng)速率相近。稻田土壤中，DNRA可以有效得降低因反硝化及硝酸鹽淋失造成的氮損失，有利于稻田氮損失的控制與農(nóng)作物的低施肥管理，同時緩解環(huán)境氮素污染（Nojiri et al.，2020）。

2 稻田土壤砷的微生物轉(zhuǎn)化

砷(As)是一種有毒且致癌的類金屬物質(zhì)，對人體健康可產(chǎn)生極大的威脅（Hussain et al.，2021；Rokonuzzaman et al.，2022）。世界上很多地區(qū)都存在砷污染的困擾。例如，孟加拉國地下水砷污染嚴(yán)重，灌溉含砷污染的地下水導(dǎo)致水稻與土壤中富集大量的砷，人體攝入砷超標(biāo)大米可造成嚴(yán)重的健康問題（Islam et al.，2017）。此外，長期暴露在砷污染的環(huán)境中可導(dǎo)致人體的神經(jīng)系統(tǒng)、呼吸系統(tǒng)、皮膚等病變（Shahid et al.，2018；Hussain et al.，2019）。水稻-土壤系統(tǒng)中淹水-落干交替條件下，砷的生物地球化學(xué)行為發(fā)生周期性的變化（Hussain et al.，2021）。如圖2所示，當(dāng)?shù)咎锾幱谘退畻l件時，鐵氧化物還原溶解并釋放As至孔隙水中，且砷以亞砷酸鹽（As(Ⅲ)）的形式存在（Herath et al.，2016；Beiyuan et al.，2017；Lin et al.，2018）；當(dāng)?shù)咎锾幱诼涓森h(huán)境時，砷主要以砷酸鹽（As(Ⅴ)）的形式存在且生物利用度降低（Dixit et al.，2003；Oremland et al.，2005）。水稻-土壤系統(tǒng)中砷的形態(tài)受各種因素的影響，例如pH、Eh、天然有機(jī)物（DOM）、鐵（錳）氧化物和微生物等，特別是稻田土壤微生物對砷的遷移與生物轉(zhuǎn)化有著重要的影響（Upadhyay et al.，2018）。

圖2 稻田土壤砷微生物轉(zhuǎn)化過程Figure 2 Microbial transformation process of arsenic in paddy soil

2.1 砷還原

微生物介導(dǎo)的As(Ⅴ)還原有兩種機(jī)制，一種是微生物介導(dǎo)細(xì)胞質(zhì)As(Ⅴ)還原的解毒機(jī)制，另一種是微生物介導(dǎo)異化As(Ⅴ)還原的呼吸機(jī)制。微生物對砷解毒機(jī)制主要通過自帶的砷抗性編碼酶和外排泵將細(xì)胞質(zhì)中的砷排出，這種機(jī)制主要存在于革蘭氏陰性和革蘭氏陽性菌中（Mateos et al.，2017）。解毒過程主要通過磷酸鹽轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白以砷酸鹽的形式吸收As(Ⅴ)，再通過砷酸鹽還原酶將As(Ⅴ)還原成As(Ⅲ)排出（Rosen，2002；Zhang et al.，2015；Qiao et al.，2018）。該過程與arsC基因相關(guān)，且普遍存在于好養(yǎng)、厭氧微生物中（鐘松雄等，2018）。呼吸作用通過砷酸鹽呼吸還原酶（arrA）進(jìn)行，厭氧條件下將As(Ⅴ)作為微生物呼吸的末端電子，并通過呼吸還原作用為自身提供能量（Zhang et al.，2015；Kumarathilaka et al.，2018）。例如，很早被分離出來的異化砷酸鹽還原菌Bacillussp.SF-1具有強(qiáng)烈的砷酸鹽還原能力（Soda et al.，2006）。

微生物介導(dǎo)的異化As(Ⅴ)還原可直接影響砷在稻田土壤中的移動性，并影響As與碳（C）、氮（N）、鐵（Fe）、硫（S）等元素循環(huán)的耦合過程（Zhu et al.，2017）。淹水稻田中有效態(tài)砷濃度升高，一方面由于異化砷還原微生物將吸附在氧化鐵礦物上的As(Ⅴ)還原成As(Ⅲ)導(dǎo)致土壤溶液中的砷濃度升高；另一方面與異化鐵還原菌（DIRB）驅(qū)動的鐵還原過程密切相關(guān)。異化鐵還原菌可將Fe(Ⅲ)氧化物還原成Fe(Ⅱ)，從而導(dǎo)致吸附在鐵氧化物上的As(Ⅴ)釋放到孔隙水中（Qiao et al.，2018）。例如，Wang et al.（2016）利用ShewanellaoneidensisMR-1和ShewanellaoneidensisMR-4兩株典型的DIRB菌，研究它們對砷還原釋放的影響，研究發(fā)現(xiàn)在這兩種菌存在條件下，砷可快速的從氧化鐵礦物上釋放。厭氧條件下將乳酸加入富含鐵還原微生物的沉積物中，在第1天內(nèi)As(Ⅴ)開始還原且在第2天就到達(dá)高峰。因此，厭氧環(huán)境下（如淹水稻田），吸附在鐵氧化物上的As(Ⅴ)可以被異化鐵還原過程釋放（Ko et al.，2019）。

除了上述異化砷還原微生物，水稻土中已有很多與arsC基因相關(guān)的砷還原微生物被鑒定出。2015年，Zhang et al.（2015）在全國范圍內(nèi)采集了13個砷污染的水稻土，利用T-RFLP和克隆文庫方法研究水稻土中參與砷轉(zhuǎn)化的微生物，研究發(fā)現(xiàn)細(xì)胞質(zhì)砷還原微生物主要屬于變形菌門包括Hoeflea、Sinorhizobium、Mesorhizobium、Polymorphum、Enterobacter等微生物，而arrA基因相關(guān)的微生物主要為Geobacteruraniireducens，且arrA基因豐度明顯低于arsC基因。這可能是因?yàn)閍rrA基因只存在厭氧微生物中，而arsC基因則可以存在厭氧或好氧微生物中。

2.2 砷氧化

環(huán)境中微生物砷氧化是影響砷遷移轉(zhuǎn)化的重要因素。通常認(rèn)為As(Ⅲ)比As(Ⅴ)移動性更強(qiáng)，毒性更大（Zhang et al.，2022）。微生物氧化As(Ⅲ)由AioA和AioB亞基組成的As(Ⅲ)氧化酶催化（Zhang et al.，2017；Li et al.，2019）。除此之外，學(xué)者還發(fā)現(xiàn)亞砷酸鹽氧化酶ArxA能催化As(Ⅲ)氧化與硝酸鹽還原耦合 （Zhang et al.，2015）。驅(qū)動砷氧化的微生物包括化能自養(yǎng)型和異養(yǎng)型?；茏责B(yǎng)型砷氧化微生物能利用氧氣（有氧條件下）或硝酸鹽（厭氧條件下）等作為電子受體將As(Ⅲ)氧化并為自身提供能量（Slyemi et al.，2012）。異養(yǎng)型砷氧化被認(rèn)為是一種細(xì)胞解毒的機(jī)制，不能為自身供能（Muller et al.，2003）。

在稻田土壤中，砷氧化微生物被廣泛研究。在非淹水條件下，空氣進(jìn)入土壤形成有氧條件，此時Fe(Ⅱ)與As(Ⅲ)會被生物或非生物氧化；在淹水條件下，As(Ⅲ)會在特定條件下被微生物氧化，添加硝酸鹽可激活一些砷氧化微生物氧化Fe(Ⅱ)或As(Ⅲ)（Lin et al.，2018）。2015年，Zhang et al.（2015）在砷污染水稻土中分離出一株自養(yǎng)型砷氧化菌Paracoccussp.SY，該菌株在厭氧條件下，利用硝酸鹽作為電子受體，將As(Ⅲ)氧化成As(Ⅴ)，且在好氧與厭氧條件下都具有氧化亞砷酸鹽功能。該研究對降低稻田砷的移動性及水稻生長過程中砷積累具有重要意義。Lin et al.（2018）在淹水條件下向砷污染稻田土壤中加入不同濃度硝酸鹽，硝酸鹽的添加促進(jìn)了孔隙水中As(Ⅲ)氧化，As(Ⅴ)濃度也隨之升高，且高濃度硝酸鹽處理組As(Ⅲ)氧化酶基因aioA的豐度增加了1.6－4.2倍。除上述淹水水稻土中的砷氧化微生物，許多根際微生物例如Rhizobiales和Burkholderials等均能在好氧和厭氧條件下驅(qū)動土壤中的砷氧化（Zhang et al.，2015）。

2.3 砷甲基化

稻田土壤砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化除As(Ⅴ)還原和As(Ⅲ)氧化外，還包括無機(jī)砷轉(zhuǎn)化為有機(jī)砷。有機(jī)砷主要包括一甲基砷（MMA）、二甲基砷（DMA）和三甲基胂氧化物（TMAO）（Zhu et al.，2017）。砷甲基化被認(rèn)為是一種解毒過程，土壤微生物砷甲基化由亞砷酸鹽甲基轉(zhuǎn)移酶（arsM）催化（Zhao et al.，2013）。在淹水稻田中砷甲基化很容易發(fā)生，并容易產(chǎn)生氣態(tài)砷揮發(fā)到大氣中（Mestrot et al.，2011）。

砷甲基化基因（arsM）廣泛分布在稻田土壤微生物中，并與甲基砷濃度成正相關(guān)（Wang et al.，2018）。2020年，Hashmi et al.（2020）采集了15個水稻土樣品研究土壤中砷形態(tài)及濃度水平、砷代謝基因及其與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性。研究發(fā)現(xiàn)，15個水稻土中不同砷形態(tài)及arsM基因豐度具有顯著差異，且總砷濃度與arsM基因豐度呈顯著負(fù)相關(guān)。水稻土中參與砷甲基化的微生物種類多樣，比如Proteobacteria、Gemmatimonadales和Firmicutes等水稻根際微生物（Zhang et al.，2015）以及Desulfovibrio、Terrisporobacter和Clostridium等厭氧內(nèi)生菌（Chen et al.，2022）。2015年，Wang et al.（2015）從水稻土中分離出一株硫酸鹽還原菌Clostridiumsp.BXM，該菌株普遍存在于厭氧水稻土中，具有砷甲基化能力。2016年，Huang et al.（2016）在水稻土中分離出一株Cytophagaceae科的菌株SM-1，其在稻田土壤中含量豐富，具有砷甲基化和砷揮發(fā)能力，接種該菌株可顯著促進(jìn)土壤中砷甲基化及砷揮發(fā)。SM-1菌株的發(fā)現(xiàn)對于砷污染土壤生物修復(fù)具有重要意義。

稻田土壤砷甲基化過程受土壤理化性質(zhì)等多種因素影響，如pH、DOC等。2013年，Zhao et al.（2013）在6個不同采樣點(diǎn)采集6個不同的水稻土，研究稻田土壤淹水條件下，砷甲基化過程的影響因子。研究發(fā)現(xiàn)arsM基因豐度與土壤pH正相關(guān)，土壤孔隙水中甲基砷與pH和arsM基因豐度負(fù)相關(guān)，與溶解性有機(jī)碳正相關(guān)。因此，相比arsM基因豐度，可顯著影響砷甲基化微生物活性的土壤條件比如pH、溶解性有機(jī)碳等對土壤砷甲基化過程影響更大。已有研究表明，水稻土中硫酸鹽還原菌及 產(chǎn)甲烷古菌分別參與了砷甲基化及脫甲基化過程，并共同控制土壤中甲基砷的動態(tài)變化（Chen et al.，2019）。

2.4 脫甲基化

稻田土壤微生物介導(dǎo)砷甲基化以生成一甲基砷（MMA）和二甲基砷（DMA）為主，土壤中部分微生物比如產(chǎn)甲烷古菌也能將甲基砷進(jìn)行脫甲基化（Chen et al.，2019）。2011年，Yoshinaga et al.（2011）采集MAs(Ⅴ)污染的高爾夫球場土壤研究了MAs(Ⅴ)脫甲基化，研究發(fā)現(xiàn)MAs(Ⅴ)脫甲基化過程首先由Burkhoderia菌將MAs(Ⅴ)還原成MAs(Ⅲ)，然后由Streptomyces將MAs(Ⅲ)脫甲基化成As(Ⅲ)，這是首次報道甲基砷的脫甲基過程。

淹水稻田中，MMA與DMA也可被脫甲基。向水稻土中外源加入二甲基砷并在厭氧條件下淹水培養(yǎng)，研究砷甲基化與脫甲基化的主要功能微生物。隨著甲烷的生成，孔隙水中DMAs迅速降低，研究發(fā)現(xiàn)硫酸鹽還原菌與產(chǎn)甲烷菌分別參與了砷的甲基化與脫甲基過程（Chen et al.，2019）。Chen et al.（2021）從土壤中分離出一株厭氧菌Bacillussp.CZDM1。該菌基因組中含有C-As裂解酶基因arsI，在厭氧硝酸鹽還原條件下具有MMAs(Ⅲ)脫甲基化功能。據(jù)研究，C-As裂解酶基因BcarsI在反硝化細(xì)菌中普遍存在，可實(shí)現(xiàn)MMAs(Ⅲ)的脫甲基化與反硝化過程的耦合，且該耦合過程在稻田土壤十分常見。除此之外，一些好氧內(nèi)生菌也能將MMAs(Ⅲ)脫甲基化（Chen et al.，2022），可見，在復(fù)雜的稻田土壤環(huán)境中，砷脫甲基化的過程并不依賴于某個單一的物種，而是存在多種微生物共同參與。

3 稻田土壤氮循環(huán)過程對砷形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響

在土壤環(huán)境中，鐵（Fe）、碳（C）、氮（N）循環(huán)對砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化均具有重要影響。例如，淹水稻田中微生物驅(qū)動的硝酸鹽還原耦合As(Ⅲ)的氧化可固定砷（Lin et al.，2018）；NH4+與Fe(Ⅲ)共存的稻田土壤中可發(fā)生Feammox反應(yīng)，從而提高砷的移動性（Ding et al.，2014；Zhang et al.，2021）。如圖3所示，稻田氮循環(huán)耦合砷形態(tài)的轉(zhuǎn)化在砷的生物地球化學(xué)循環(huán)中發(fā)揮著重要作用，解析氮、砷耦合機(jī)制可為土壤砷污染控制提供科學(xué)依據(jù)。

圖3 稻田土壤中氮砷耦合過程Figure 3 The coupling process of nitrogen and arsenic in paddy soil

3.1 硝化過程

稻田土壤具有干濕交替的周期性變化特征，其中氮循環(huán)過程與砷形態(tài)轉(zhuǎn)化存相互耦合。氮循環(huán)通過參與鐵氧化物和溶解Fe(Ⅱ)之間的動態(tài)轉(zhuǎn)化，可以影響土壤中As的富集（Smith et al.，2017）。在有氧條件下，稻田土壤硝化作用產(chǎn)生NO3-（Devkota et al.，2013；Verhoeven et al.，2018），NO3-可抑制土壤中氧化鐵礦物的還原溶解，從而減緩砷的釋放（Liu et al.，2019）。Weng et al.（2017）采集了砷污染的淺層地下水，利用穩(wěn)定同位素技術(shù)發(fā)現(xiàn)含氧地下水中砷的遷移轉(zhuǎn)化與氮循環(huán)中的硝化作用密切相關(guān)。在含氧的近端水層中硝化作用提高了NO3-濃度，高濃度的NO3-降低了含氧地下水中砷的移動性。因此，稻田土壤中硝化作用有利于砷吸附在氧化鐵礦物上，從而降低砷的移動性（Zhu et al.，2017；Wang et al.，2019）。此外，不同酸、堿性及好、厭氧條件的稻田土壤中，硝化微生物活性與豐度具有顯著差異。弱堿性稻田土壤中AOA活性明顯優(yōu)于AOB，而AOB在中性和酸性土壤中活性更高（Zhang et al.，2019）。綜合以上研究可知，一方面，在砷污染的環(huán)境下硝化作用會直接與砷耦合影響砷的遷移轉(zhuǎn)化。另一方面，砷污染稻田土壤淹水和落干的周期性變化造成土壤pH、Eh等理化性質(zhì)的變化，會影響土壤硝化微生物驅(qū)動的硝化反應(yīng)過程，從而間接影響吸附在氧化鐵礦物上砷的還原釋放。也會對硝化作用和砷形態(tài)轉(zhuǎn)化的耦合產(chǎn)生間接影響。

3.2 反硝化過程

已有研究表明，厭氧環(huán)境中亞砷酸鹽氧化與硝酸鹽還原過程耦合可降低砷的移動性（Zhang et al.，2015；Zhang et al.，2017）。Senn et al.（2002）報道硝酸鹽可以在厭氧條件下通過微生物可以對As(Ⅲ)進(jìn)行氧化。硝酸鹽耗盡情況下，一般有As(Ⅲ)存在；但硝酸鹽豐富且厭氧情況下，As(Ⅴ)則為主要產(chǎn)物。Oremland et al.（2002）研究發(fā)現(xiàn)，一些依賴硝酸鹽的氧化細(xì)菌（如MLHE-1等）能將As(Ⅲ)氧化與部分反硝化相耦合。而Rhine團(tuán)隊(duì)（Rhine et al.，2006）則分離了兩種自養(yǎng)As(Ⅲ)氧化菌株DAO1和DAO10，發(fā)現(xiàn)其能夠?qū)s(Ⅲ)氧化與完全反硝化相耦合的同時來固定二氧化碳。Zhang et al.（2015）在砷污染水稻土中分離出一株化學(xué)自養(yǎng)型砷氧化菌SY，該菌株可以在好/厭氧條件下分別以氧氣或硝酸鹽為電子受體氧化三價砷，并從中獲取能量。在淹水土壤中接種該菌株，可顯著促進(jìn)三價砷的氧化過程。Li et al.（2019）采集未污染的水稻土，在厭氧條件下添加As(Ⅲ)及NO3-進(jìn)行微宇宙實(shí)驗(yàn)。研究發(fā)現(xiàn)，添加了NO3-后，As(Ⅲ)氧化速率顯著升高，宏基因組分析發(fā)現(xiàn)硝酸鹽還原菌主要為Pseudogulbenkiania，砷氧化菌主要為Azoarcus spp.。該研究表明硝酸鹽還原菌和砷氧化菌共同驅(qū)動硝酸鹽還原耦合砷氧化過程。

此外，最近的研究發(fā)現(xiàn)，反硝化作用也可耦合MAs(Ⅲ)脫甲基化。Chen et al.（2021）分離出反硝化細(xì)菌Bacillussp.CZDM1，能夠在厭氧條件下將MAs(Ⅲ)脫甲基化。因此，反硝化作用在砷污染土壤中對砷的遷移轉(zhuǎn)化也具有重要影響，對以上耦合過程的主要影響因子還有待進(jìn)一步研究。除以上微生物因素，在砷污染稻田中不同土壤理化條件也可影響反硝化速率，從而影響砷的固定釋放。Liang et al.（2021）研究發(fā)現(xiàn)，反硝化微生物活性受氣候因子、土壤pH和nirS基因生物多樣性影響，且反硝化基因nirS和nirK豐度與土壤碳/氮比成顯著負(fù)相關(guān)。綜上所述，砷污染的稻田中，反硝化作用不僅可直接耦合砷轉(zhuǎn)化，還可以通過土壤的碳/氮比等理化條件影響反硝化微生物的豐度和活性，從而間接將反硝化作用與砷進(jìn)行耦合。

3.3 厭氧氨氧化過程

最近的研究發(fā)現(xiàn)厭氧氨氧化可以與As(Ⅴ)還原過程耦合。Zhang et al.（2022）采集砷污染的稻田土壤，外源加入15N-尿素及As(Ⅴ)厭氧培養(yǎng)，研究發(fā)現(xiàn)同時加入15N-尿素和As(Ⅴ)可顯著提高砷還原基因arrA及厭氧氨氧化基因hzsB的豐度。穩(wěn)定同位素示蹤技術(shù)和高通量測序技術(shù)進(jìn)一步揭示水稻土中驅(qū)動厭氧氨氧化與砷還原耦合的關(guān)鍵微生物主要包括Halomonas，Pelagibacterium和Chelativorans。研究還發(fā)現(xiàn)，水稻土中還同時存在傳統(tǒng)厭氧氨氧化過程，Ca.Brocadia是水稻土中優(yōu)勢的厭氧氨氧化菌。該研究拓展了稻田土壤中氮砷循環(huán)耦合過程的認(rèn)識。此外，與之前描述的過程類似，土壤pH、有機(jī)碳等土壤理化性質(zhì)均可影響厭氧氨氧化活性（Shan et al.，2018）。其厭氧氨氧化主要發(fā)生在NO3-或NO2-與NH4+共存的還原環(huán)境中，在高濃度的NO3-或NO2-條件下，F(xiàn)e(Ⅱ)易被氧化為鐵氧化物，從而吸附固定砷，降低砷的移動性。目前在稻田砷污染環(huán)境中，厭氧氨氧化耦合砷轉(zhuǎn)化過程的研究報道較少，需要進(jìn)一步關(guān)注該過程。

3.4 鐵氨氧化過程

稻田土壤通常施加銨態(tài)氮肥作為農(nóng)用氮肥。厭氧條件下，F(xiàn)eammox過程可促進(jìn)氧化鐵還原溶解從而導(dǎo)致吸附態(tài)砷釋放（Xue et al.，2020；Chen et al.，2023），因此，F(xiàn)eammox過程在砷污染的環(huán)境中能夠提高砷移動性。Weng et al.（2017）基于氮、氧、氫同位素及氮、鐵、砷形態(tài)與價態(tài)分析，研究了臺灣濁水溪沖積扇砷污染地下水中氮素轉(zhuǎn)化過程及其對砷移動性的影響。研究發(fā)現(xiàn)，F(xiàn)eammox反應(yīng)促進(jìn)鐵還原釋放砷可能是造成扇央?yún)^(qū)地下水中高濃度砷的主要原因。Chen et al.（2023）基于大田試驗(yàn)研究了施加不同形態(tài)氮肥對稻田土壤中砷移動性與有效性的影響。研究發(fā)現(xiàn)施加銨態(tài)氮降低土壤Eh，有利于促進(jìn)含砷的氧化鐵礦物還原溶解釋放砷。厭氧條件下，氨氧化可耦合砷還原過程，促進(jìn)As(Ⅴ)被還原為移動性較強(qiáng)的As(Ⅲ)；此外，厭氧氨氧化可耦合鐵還原過程，促進(jìn)砷從氧化鐵礦物上被釋放。

Huang et al.（2016）研究發(fā)現(xiàn)，土壤pH、Fe(Ⅲ)及NH4+是影響Feammox反應(yīng)活性的關(guān)鍵環(huán)境因子且Feammox反應(yīng)更易發(fā)生在低溶解氧或者缺氧條件下。最近的研究發(fā)現(xiàn)秸稈和銨態(tài)氮共施條件下有利于砷的固定（Liu et al.，2022）。其原因主要有兩方面：一是外源加入秸稈可提高土壤中溶解性有機(jī)質(zhì)（DOM）含量，DOM的增加使得Feammox反應(yīng)微生物更易以DOM而不是Fe(Ⅲ)為電子受體。因此，DOM的增加抑制了Feammox反應(yīng)，從而不利于吸附態(tài)砷的還原釋放；二是施加的銨態(tài)氮水解降低土壤pH，增加了鐵氧化物表面的正電荷從而更易于吸附固定砷。由此可見，F(xiàn)eammox反應(yīng)受多種環(huán)境因子的影響，可以通過調(diào)控Feammox反應(yīng)過程來影響砷的移動性與有效性。

3.5 硝酸鹽異化還原成銨

厭氧條件下，DNRA過程普遍存在于水稻土中，特別在硝酸鹽濃度較低、DOC濃度高的稻田土壤中更容易發(fā)生DNRA過程（Robertson et al.，2016），該過程提升了稻田肥力，有利于水稻植株的生長。但另一方面，在這樣的環(huán)境中能夠促進(jìn)砷從鐵氧化物上解吸導(dǎo)致孔隙水中游離態(tài)的砷濃度升高。學(xué)者（Jiang et al.，2022）從河套平原高砷地下水中分離出一株異化硝酸鹽還原菌Citrobactersp.G-C1，該菌可在DNRA過程中同時還原As(Ⅴ)，且該菌也具有有機(jī)砷脫甲基化功能。以上結(jié)果表明，DNRA可與砷還原過程耦合從而提高砷的移動性。

已有研究表明DNRA與（Cheng et al.，2022）稻田土壤中砷相耦合的同時，也受土壤pH、有機(jī)碳及總氮等理化性質(zhì)影響（Liu et al.，2022；Yang et al.，2022），但目前關(guān)于DNRA與砷轉(zhuǎn)化的耦合過程研究還比較少，有待進(jìn)一步研究探討。

4 結(jié)論與展望

4.1 結(jié)論

（1）水稻生產(chǎn)施用大量的尿素或銨態(tài)氮，稻田氮素循環(huán)為土壤生態(tài)系統(tǒng)元素循環(huán)的核心過程之一。砷污染的稻田土壤中銨態(tài)氮與砷共存是普遍的現(xiàn)象。氮循環(huán)可以顯著影響土壤中砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化過程，從而影響其移動性與生物有效性。

（2）稻田土壤中氮的循環(huán)過程可以與砷形態(tài)轉(zhuǎn)化的多個過程耦合從而對砷的移動性造成不同影響。其中，硝化和反硝化作用有利于砷的吸附固定；而厭氧氨氧化、鐵氨氧化及硝酸鹽異化還原成銨可促進(jìn)砷的還原釋放。此外，反硝化作用也可以耦合砷脫甲基化過程，從而提高砷毒性。

4.2 展望

綜上所述，氮循環(huán)與水稻土砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化密切相關(guān)。在砷污染的稻田土壤中，氮循環(huán)耦合砷轉(zhuǎn)化的過程也逐步被發(fā)現(xiàn)，并得到深入研究?；诒疚牡木C述，筆者認(rèn)為以下3個方面可作為今后研究的重點(diǎn)：

（1）稻田土壤具有干濕交替特征，在不同的水分條件下，土壤中pH、Eh等差異明顯，且不同的土壤深度氧氣含量也有差異。如何區(qū)分不同的水分條件和不同土壤深度下硝化、反硝化、厭氧氨氧化、鐵氨氧化，以及硝酸鹽異化還原成銨等氮循環(huán)過程；不同氧化還原條件下，驅(qū)動氮循環(huán)耦合砷轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵功能微生物和影響這些耦合過程的關(guān)鍵環(huán)境因子，以及這些耦合過程對砷移動性的貢獻(xiàn)等，是需要重點(diǎn)關(guān)注的科學(xué)問題。

（2）鐵氧化物在稻田土壤中含量豐富，鐵循環(huán)在砷的遷移轉(zhuǎn)化過程中發(fā)揮著重要作用。Feammox反應(yīng)可促進(jìn)鐵氧化物的還原溶解并提高砷的移動性，但目前驅(qū)動該過程的功能微生物仍有待進(jìn)一步挖掘。Feammox反應(yīng)在砷污染稻田土壤中對砷移動性的貢獻(xiàn)有多大也仍然不清楚。

（3）已知有機(jī)砷毒性小于無機(jī)砷，促進(jìn)砷甲基化過程一定程度上可以降低稻米中無機(jī)砷的積累，從而降低人們食用稻米的風(fēng)險。氮循環(huán)耦合砷甲基化或脫甲基化的研究還處于起步階段，特別是如何調(diào)控氮循環(huán)耦合砷轉(zhuǎn)化過程以實(shí)現(xiàn)降低稻米中總砷含量及無機(jī)砷的比例，有待進(jìn)一步探討。

（4）雖然目前已發(fā)現(xiàn)氮循環(huán)的多個過程可以與砷轉(zhuǎn)化耦合，但其耦合機(jī)理仍有待進(jìn)一步研究。特別是影響這些耦合過程的關(guān)鍵環(huán)境因子不明確，這些耦合過程對稻田土壤砷移動性的貢獻(xiàn)程度不清晰，以及如何通過對這些耦合過程的定向調(diào)控實(shí)現(xiàn)對砷的固定，有待進(jìn)一步研究。