稻田土壤氮循环与砷形态转化耦合的研究进展.pdf

生态环境学报 2023,32(7):1344-1354 http:/ Ecology and Environmental Sciences E-mail: 基金项目：国家自然科学基金项目（42077113）；广东科学院百名青年人才培养专项（2020GDASYL-20200104017）作者简介：朱忆雯（1997 年生），女，硕士研究生，研究方向为铵态氮耦合砷的机制研究。E-mail:*通讯作者：于焕云。E-mail: 收稿日期：2023-03-03 稻田土壤氮循环与砷形态转化耦合的研究进展 朱忆雯1,2，尹丹2,3，胡敏4，杜衍红2，洪泽彬2，程宽2，于焕云2*1.广东工业大学环境科学与工程学院，广东 广州 510006；2.广东省科学院生态环境与土壤研究所，广东 广州 510650；3.长江大学农学院，湖北 荆州 434000；4.常州大学环境科学与工程学院，江苏 常州 213164 摘要：中国稻田砷污染问题突出。淹水厌氧条件下，五价砷被微生物还原为活性较高的三价砷，易于被水稻吸收积累，从而威胁人类健康。另一方面，水稻生产需要施用大量的氮肥，水稻土中氮素氧化还原活性高，对稻田砷形态转化具有重要影响。文章在系统总结稻田土壤氮循环主要过程及功能微生物特征、稻田干湿交替条件下砷形态转化及相关功能微生物等国内外研究现状的基础上，深入分析了稻田土壤氮循环过程（硝化作用、反硝化作用、厌氧氨氧化、铁氨氧化以及硝酸盐异化还原成铵等）对水稻土砷迁移转化的影响及关键环境因子，总结出硝化和反硝化作用有利于砷的吸附固定；而厌氧氨氧化、铁氨氧化及硝酸盐异化还原成铵，可促进砷的还原释放。此外，反硝化作用可耦合砷脱甲基化过程，从而提高砷的毒性。其中，水稻土中铁氧化还原过程扮演重要角色，其可作为氮循环影响砷迁移转化的桥梁。比如，硝酸盐抑制铁还原有利于砷的吸附；硝酸盐还原耦合亚铁氧化生成氧化铁矿物，促进砷的吸附固定；铁氨氧化促进铁还原有利于吸附态砷的还原释放。基于以上的总结，认为不同氧化还原条件下土壤氮循环过程及其与砷形态转化的耦合机理，水稻土中铁氨氧化反应的主要功能微生物及该过程对砷迁移转化的贡献，以及如何定向调控氮循环耦合砷转化过程，是今后该领域需要关注的重要科学问题和主要发展趋势。以上科学问题的解决，可为稻田砷污染控制技术的研发提供重要理论支撑，同时为稻田合理施氮降低稻米砷风险提供科学依据。关键词：稻田；氮循环；砷转化；微生物；耦合机理 DOI:10.16258/ki.1674-5906.2023.07.017 中图分类号：X53;X172 文献标志码：A 文章编号：1674-5906（2023）07-1344-11 引用格式：朱忆雯,尹丹,胡敏,杜衍红,洪泽彬,程宽,于焕云,2023.稻田土壤氮循环与砷形态转化耦合的研究进展J.生态环境学报,32(7):1344-1354.ZHU Yiwen,YIN Dan,HU Min,DU Yanhong,HONG Zebin,CHENG Kuan,YU Huanyun,2023.Research progress on coupling of nitrogen cycle and arsenic speciation transformation in paddy soil J.Ecology and Environmental Sciences,32(7):1344-1354.砷是一种剧毒的类金属物质，普遍存在于自然环境中，长期接触会对人类健康产生极大威胁。农业环境中，利用砷污染地下水灌溉农作物是导致土壤与粮食砷含量超标的主要原因之一。与其他农作物相比，水稻更容易吸收土壤中的砷，导致稻米中砷超标，并通过食物链进入人体可造成慢性中毒，引发多种疾病（Sharma et al.，2021）。水稻作为最主要的农作物之一，全球一半的人口以稻米为主食，随着全球人口不断增加，水稻的需求也在增长（Bao et al.，2022），因此稻田砷污染问题备受关注。稻田土壤中砷主要以无机砷（三价砷 As()、五价砷 As()）存在，其次为有机砷（一甲基砷酸（MMA()）、二甲基砷酸（DMA()）等）。稻田土壤中砷转化一般包括砷氧化、砷还原、砷甲基化和脱甲基化等过程，主要是由微生物驱动，且受多种因素影响（Yamaguchi et al.，2011；Yang et al.，2022）。稻田常常施用大量氮肥，但仅有 35%氮肥被水稻所吸收利用，过量施用氮肥可造成环境氮污染（朱兆良，2008）。稻田氮循环主要包括了硝化作用（Nitrification）、反硝化作用（Denitrification）、厌氧氨氧化（Anmmox）、铁氨氧化（Feammox）以及硝酸盐异化还原成铵（DNRA）等过程。稻田土壤砷转化与氮循环过程联系紧密。稻田淹水条件下，砷氧化微生物可以硝酸盐为电子受体氧化 As()，从而降低砷移动性（Lin et al.，2018；Li et al.，2019；Wu et al.，2021）。进一步研究发现，硝酸盐还原耦合砷氧化过程主要由具有完整反硝化基因的砷氧化微生物及硝酸盐还原微生物驱动（Li et al.，2019）。此外，砷污染稻田土壤施加硝态氮肥可抑制土壤中铁氧化物的还原溶解，且促进亚铁氧化过程（刘同旭等，2019），从而有利于砷的吸附固定（Chen et al.，2008）。除硝态朱忆雯等：稻田土壤氮循环与砷形态转化耦合的研究进展 1345 氮肥外，施加铵态氮肥对砷的移动性亦具有显著影响（Liu et al.，2022）。最新的研究发现，厌氧氨氧化可与砷还原过程耦合，该过程的发现为土壤氮、砷元素生物地球化学行为研究提供了新认识（Zhang et al.，2022）。近年来，厌氧氨氧化与 Fe()还原耦合的铁氨氧化过程对稻田砷地球化学行为的影响也受到广泛关注（Li et al.，2019；Liu et al.，2022）。砷污染稻田土壤淹水条件下，施加铵态氮肥可促进含砷的氧化铁矿物的还原溶解并释放砷，从而导致砷移动性与有效性增强（Chen et al.，2023）。此外，研究发现，在地下水环境条件下，硝酸盐异化还原成铵可与砷还原过程耦合（Gao et al.，2021；Jiang et al.，2022），但该耦合过程在土壤环境的研究报道目前还较少。本文基于已有的文献报道，对稻田土壤微生物氮循环过程、砷的微生物转化过程及不同氮循环过程对砷迁移转化的影响等进行系统分析和总结，并提出了稻田土壤氮循环与砷形态转化耦合研究的发展趋势。1 稻田土壤微生物氮循环 氮循环是由微生物驱动的各种氮的氧化还原过程，如图 1 所示，包括硝化作用、反硝化作用、厌氧氨氧化、铁氨氧化和硝酸盐异化还原成铵等。施加铵态氮肥可促进稻田土壤中铵态氮氧化，如厌氧氨氧化过程、异化 Fe()还原耦合的铁氨氧化过程等；施加硝态氮肥，稻田土壤中则易发生硝酸盐异化还原成铵、反硝化过程等。1.1 硝化作用 硝化作用由氨氧化（Ammonia oxidation）与亚硝酸盐氧化（Nitrite oxidation）两步组成，且硝化作用连接了固氮作用与反硝化作用，所以该过程在土壤-植物系统氮循环中发挥关键作用（Li et al.，2018）。硝化作用分为自养型和异养型。微生物将NH4+/NH3氧化成 NO3或 NO2，并从中获取能量的过程是自养型硝化，而有些微生物不在该过程中获取能量则为异养型硝化（Hayatsu et al.，2008）。稻田土壤中主要由自养型硝化微生物驱动硝化过程（De Boer et al.，2001）。硝化过程的关键微生物有参与氨氧化过程的氨氧化细菌（Ammonia-oxidizing bacteria，AOB）、氨氧化古菌（Ammonia-oxidizing archaea，AOA）和全程氨氧化细菌（Comammox）（De Boer et al.，2001；Li et al.，2018；Dai et al.，2021），以及参与亚硝酸盐氧化的亚硝酸盐氧化菌（NOB）（Hayatsu et al.，2008；Hayatsu et al.，2021）。不同生态系统中，氨氧化菌的类型不同。比如在海洋中，AOA是优势氨氧化菌；而在农田土壤中，AOB氨氧化作用更强（Francis et al.，2007；Jia et al.，2009；Morimoto et al.，2011）。因此，AOB 在稻田土壤中发挥的氨氧化作用强于 AOA。比如，Li et al.（2006）研究发现，淹水水稻土中 AOB 的丰度与硝化活性成显著正相关；Hussain et al.（2011）研究水稻根际土壤氨氧化菌与反硝化菌丰度变化时发现，淹水条件下 AOB 与反硝化菌丰度增加，而 AOA 无明显变化；近期的研究发现，使用有机肥替代矿质肥料可以提高稻田土壤硝化速率，且 AOB 对硝化作用的贡献大于 AOA（Dai et al.，2021）。亚硝酸盐氧化过程主要由亚硝酸盐氧化菌（NOB）参与，分布在 Nitrobacter、Nitrospina、Nitrococcus 和 Nitrospira 等 4 个属（Hayatsu et al.，2008）。2009 年，Ishii et al.（2009，2011）基于大规模 16S rRNA 基因测序研究了水稻中亚硝酸盐氧化菌群落，发现水稻土中 Nitrospira 属微生物具有亚硝酸盐氧化能力。Nahar 等报道了孟加拉国水稻土中 NOB 的相对丰度与硝化速率成正相关（Nahar et al.，2020），证明 NOB 参与了硝化反应。1.2 反硝化作用 微生物驱动的反硝化作用是一个呼吸过程，主要发生在厌氧或者缺氧环境中。在该过程中，利用无机碳化合物作为碳源的自养型反硝化微生物（Ma et al.，2020）与利用有机碳源做电子供体的异养反硝化微生物将硝酸盐（NO3）逐步还原成亚硝酸盐（NO2）、一氧化氮（NO）、一氧化二氮（N2O）和氮气（N2）（Ren et al.，2022）。其中，硝酸盐还原酶（Nar）、亚硝酸盐还原酶（Nir）、一氧化氮还原酶（Nor）和一氧化二氮还原酶（Nos）发挥了重要作用（Jones et al.，2008；Miralles Robledillo et al.，2021）。研究发现，稻田土壤中反硝化微生物种类多样（Ishii et al.，2011）。比如，Saito et al.（2008）利用稳定同位素探针（SIP）技术分析了稻田土壤反硝化微生物，鉴定出两株以琥珀酸为电子供体的反硝化微生物即 图 1 稻田土壤氮循环过程（Yi et al.，2019）Figure 1 Nitrogen cycling process in paddy soil 1346 生态环境学报 第32卷第7期（2023年7月）Burkholderiales和Rhodocyclales菌。Ishii et al.（2009）通过克隆文库分析，在稻田土壤中发现反硝化微生物在目水平上属于 Burkholderiales、Rhodocyclales和 Desulfomonadales。在 Burkholderiales 目中，Herbaspirillum spp.被确定为进行硝酸盐呼吸和反硝化的关键参与者。在水稻土中分离出属水平上的反硝化微生物 Bradyrhizobium、Dechloromonas、Herbaspirillum 和 Pseudogulbenkiania（Tago et al.，2011）。近期基于宏基因组学研究发现，在中国沿海潮 滩、盐 碱 地 和 内 陆 水 稻 土 中 广 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编码基因 nosZ 的两个不同遗传支系（Domeignoz-Horta et al.，2018）。clade I 发现已久，存在于多种细菌和古菌当中。clade II 是一个新发现的 nosZ 基因遗传支系，其在基因表达、电子传递和 N2O 还原活性方面比 clade I 具有更加明显的特征（Duan et al.，2018）。1.3 厌氧氨氧化 反硝化作用一直被认为是产生 N2的唯一途径，直到厌氧氨氧化的发现。厌氧氨氧化过程是厌氧或缺氧条件下，铵（NH4+）氧化与亚硝酸盐（NO2）还原耦合产生 N2（Mulder et al.，1995；Zhu et al.，2011；Shan et al.，2018；Shen et al.，2020）。迄今为止，已报道了 5 个厌氧氨氧化菌属 Candidatus Brocadia、Kuenenia、Anammoxoglobus、Jettenia 和Scalindua，而在水稻土中占优势的是 Candidatus Brocadia 属（Han et al.，2021）。厌氧氨氧化过程在稻田土壤中很活跃，也被认为是稻田生态系统中氮损失的重要途径（Yang et al.，2015）。由于稻田环境复杂，厌氧氨氧化过程在稻田土壤中也受多种因素影响。例如，不同形态氮肥的施加会影响厌氧氨氧化细菌丰度（Shen et al.，2020）。Shen et al.（2020）在水稻土里分别添加了化肥与有机肥，研究厌氧氨氧化菌的活性与丰度。同位素示踪实验结果表明，厌氧氨氧化活性及厌氧氨氧化细菌丰度在有机肥处理中最高，且发现淹水稻田土壤中厌氧氨氧化过程可产生大量 N2。除氮肥形态的影响，厌氧氨氧化活性还会受到稻田土壤 pH和有机碳等影响（Shan et al.，2018），这对稻田氮损失研究具有重要指导意义。1.4 铁氨氧化 稻田土壤富含丰富的 Fe 与 NH4+，周期性淹水与落干使得 Fe 在水稻土中发生各种转化，厌氧氨氧化与铁还原的耦合被称为“Feammox”反应（Li et al.，2019）。铁氨氧化过程是在厌氧条件下，微生物将 NH4+作为电子供体，氧化 Fe()，最终产物有N2、NO3或 NO2（程宽等，2022）。铁与氮循环的耦联已经被多次报道。2005 年，Clment et al.（2005）研究河岸森林沉积物中 Fe 和氮循环的动力学发现，存在将 Fe()作为电子受体同时氧化 NH4+的生物过程，且该过程在热力学上是可行的，并且指出该过程可能在土壤氮循环中发挥关键作用。2006 年，“Feammox”过程被首次提出（Sawayama，2006）。Sawayama（2006）在厌氧条件下探讨了 NH4+氧化与 Fe()-EDTA-Na 还原耦合过程，该实验在玻璃反应器中厌氧运行数天，在特定时间向反应器中加入 Fe()-EDTA-Na 时，反应器中铵根浓度不断降低，同时亚硝酸盐浓度上升；当反应器中不供给Fe()-EDTA-Na 时，反应器中铵根浓度升高，且亚硝酸盐浓度降低。该实验结果证明铁还原微生物可将 Fe()还原为 Fe()同时将 NH4+氧化成 NO2。2012 年，Yang et al.（2012）发现 Feammox 反应在热带旱地土壤中可产生 N2、NO3或者 NO2，并认为生成 N2是 Feammox 反应中主要的氮损失途径。稻田环境中 Feammox 反应是氮损失的主要途径之一。2014 年，Ding et al.（2014）首次在水稻土中发现 Feammox 反应，且证明生成 N2是稻田Feammox 反应的主要途径。据估算，稻田土壤中约3.9%31%的氮肥是通过 Feammox 反应损失。2020年，Ding et al.（2020）报道稻田土壤中与 Feammox相 关 的 微 生 物 包 括Geobacter、Candidatus Solibacter、Nitrososphaeraceae、Leptolyngbya、Pseudomonas、Anaeromyxobacter 等。Ding et al.（2021）进一步采用15N 标记的同位素示踪技术，研究了 Feammox 反应在稻田土壤垂直分布的差异及与传统氮损失途径的关系。结果表明，Feammox 导致的氮损失在 2040 cm 的水稻土中高达 26.1%。2015 年，Huang et al.（2015）首 次 报 道 了Acidimicrobiaceae sp.A6 菌在 Feammox 过程起关键作用。2018 年，Acidimicrobiaceae sp.A6 菌首次在美国新泽西州的河岸湿地土壤中被分离出来，该菌株在厌氧条件下能氧化 NH4+同时还原 Fe()（Senko et al.，2018）。2019 年，Shuai et al.（2019）采集美国新泽西州的河岸湿地沉积物，建造了人工湿地对 Acidimicrobiaceae sp.A6 菌进行富集培养。接种 A6 菌，高铁含量的人工湿地中 NH4+去除率为25.0%7.3%，而 低 铁 含 量 的 NH4+去 除 率 仅11.0%9.7%，这表明可以通过促进 Feammox 反应提高湿地 NH4+的去除。Zhang et al.（2021）等采集了不同类型的农田土壤，研究了土壤中自养氨氧化微生物多样性、丰度及影响这些微生物对土壤氨氧化的相对贡献。研究发现，Feammox 反应中，朱忆雯等：稻田土壤氮循环与砷形态转化耦合的研究进展 1347 Acidimicrobiaceae sp.A6 具有最高的氨氧化速率，达到了(1.230.98)molg1d1。综上所述，目前仅分 离 出 一 株 直 接 参 与 Feammox 过 程 的 单 菌Acidimicrobiaceae sp.A6，参与 Feammox 反应的微生物仍有待进一步挖掘。1.5 硝酸盐异化还原成铵 硝酸盐异化还原成铵是微生物氮循环的重要过程之一。与反硝化作用不同，DNRA 是在厌氧条件下，微生物将 NO2/NO3作为电子受体生成 NH4+的过程，由 nrfA 基因编码的硝酸盐还原酶 Nrf 催化（Pandey et al.，2018；Zhao et al.，2022）。研究发现，在碳源充足而氮源缺乏的环境条件下，更容易发生DNRA 而不是异养反硝化作用（Pandey et al.，2020；Broman et al.，2021）。驱动 DNRA 的微生物是发酵型细菌而参与反硝化过程的菌是呼吸细菌。反硝化可造成环境的氮损失而 DNRA 可保留氮素，对喜铵的农作物更有利（周利等，2020）。纯培养下的DNRA现象早在1938年已被发现，随着研究的不断深入，驱动该过程的其他功能微生物也逐步被发现（Woods，1938；Pandey et al.，2020）。由于水稻是喜铵作物，而 DNRA 过程能为水稻提供铵，因此 DNRA 在稻田环境中具有重要作用（Nojiri et al.，2020）。2020 年，Nojiri et al.（2020）研究发现，参 与 DNRA 的 相 关 功 能 微 生 物 主 要 是Anaeromyxobacter 和 Geobacter，并发现驱动 DNRA和反硝化作用的微生物有所不同，但二者的反应速率相近。稻田土壤中，DNRA 可以有效得降低因反硝化及硝酸盐淋失造成的氮损失，有利于稻田氮损失的控制与农作物的低施肥管理，同时缓解环境氮素污染（Nojiri et al.，2020）。2 稻田土壤砷的微生物转化 砷(As)是一种有毒且致癌的类金属物质，对人体健康可产生极大的威胁（Hussain et al.，2021；Rokonuzzaman et al.，2022）。世界上很多地区都存在砷污染的困扰。例如，孟加拉国地下水砷污染严重，灌溉含砷污染的地下水导致水稻与土壤中富集大量的砷，人体摄入砷超标大米可造成严重的健康问题（Islam et al.，2017）。此外，长期暴露在砷污染的环境中可导致人体的神经系统、呼吸系统、皮肤等病变（Shahid et al.，2018；Hussain et al.，2019）。水稻-土壤系统中淹水-落干交替条件下，砷的生物地球化学行为发生周期性的变化（Hussain et al.，2021）。如图 2 所示，当稻田处于淹水条件时，铁氧化物还原溶解并释放 As 至孔隙水中，且砷以亚砷酸盐（As()）的形式存在（Herath et al.，2016；Beiyuan et al.，2017；Lin et al.，2018）；当稻田处于落干环境时，砷主要以砷酸盐（As()）的形式存在且生物利用度降低（Dixit et al.，2003；Oremland et al.，2005）。水稻-土壤系统中砷的形态受各种因素的影响，例如 pH、Eh、天然有机物（DOM）、铁（锰）氧化物和微生物等，特别是稻田土壤微生物对砷的迁移与生物转化有着重要的影响（Upadhyay et al.，2018）。2.1 砷还原 微生物介导的 As()还原有两种机制，一种是微生物介导细胞质 As()还原的解毒机制，另一种是微生物介导异化 As()还原的呼吸机制。微生物对砷解毒机制主要通过自带的砷抗性编码酶和外排泵将细胞质中的砷排出，这种机制主要存在于革兰氏阴性和革兰氏阳性菌中（Mateos et al.，2017）。解毒过程主要通过磷酸盐转运蛋白以砷酸盐的形式吸收 As()，再通过砷酸盐还原酶将 As()还原成 As()排出（Rosen，2002；Zhang et al.，2015；Qiao et al.，2018）。该过程与 arsC 基因相关，且普遍存在于好养、厌氧微生物中（钟松雄等，2018）。呼吸作用通过砷酸盐呼吸还原酶（arrA）进行，厌氧条件下将 As()作为微生物呼吸的末端电子，并通过呼吸还原作用为自身提供能量（Zhang et al.，2015；Kumarathilaka et al.，2018）。例如，很早被分离出来的异化砷酸盐还原菌Bacillus sp.SF-1具有强烈的砷酸盐还原能力（Soda et al.，2006）。微生物介导的异化As()还原可直接影响砷在稻田土壤中的移动性，并影响 As 与碳（C）、氮（N）、铁（Fe）、硫（S）等元素循环的耦合过程（Zhu et al.，2017）。淹水稻田中有效态砷浓度升高，一方面由于异化砷还原微生物将吸附在氧化铁矿物上的As()还原成 As()导致土壤溶液中的砷浓度升高；另一方面与异化铁还原菌（DIRB）驱动的铁还原过程密切相关。异化铁还原菌可将 Fe()氧化物还原成Fe()，从而导致吸附在铁氧化物上的 As()释放 图 2 稻田土壤砷微生物转化过程 Figure 2 Microbial transformation process of arsenic in paddy soil 1348 生态环境学报 第32卷第7期（2023年7月）到孔隙水中（Qiao et al.，2018）。例如，Wang et al.（2016）利 用Shewanella oneidensis MR-1和Shewanella oneidensis MR-4 两株典型的 DIRB 菌，研究它们对砷还原释放的影响，研究发现在这两种菌存在条件下，砷可快速的从氧化铁矿物上释放。厌氧条件下将乳酸加入富含铁还原微生物的沉积物中，在第 1 天内 As()开始还原且在第 2 天就到达高峰。因此，厌氧环境下（如淹水稻田），吸附在铁氧化物上的 As()可以被异化铁还原过程释放（Ko et al.，2019）。除了上述异化砷还原微生物，水稻土中已有很多与 arsC 基因相关的砷还原微生物被鉴定出。2015年，Zhang et al.（2015）在全国范围内采集了 13 个砷污染的水稻土，利用 T-RFLP 和克隆文库方法研究水稻土中参与砷转化的微生物，研究发现细胞质砷还原微生物主要属于变形菌门包括 Hoeflea、Sinorhizobium、Mesorhizobium、Polymorphum、Enterobacter 等微生物，而 arrA 基因相关的微生物主要为 Geobacter uraniireducens，且 arrA 基因丰度明显低于 arsC 基因。这可能是因为 arrA 基因只存在厌氧微生物中，而 arsC 基因则可以存在厌氧或好氧微生物中。2.2 砷氧化 环境中微生物砷氧化是影响砷迁移转化的重要因素。通常认为 As()比 As()移动性更强，毒性更大（Zhang et al.，2022）。微生物氧化 As()由AioA和AioB亚基组成的As()氧化酶催化（Zhang et al.，2017；Li et al.，2019）。除此之外，学者还发现亚砷酸盐氧化酶 ArxA 能催化 As()氧化与硝酸盐还原耦合（Zhang et al.，2015）。驱动砷氧化的微生物包括化能自养型和异养型。化能自养型砷氧化微生物能利用氧气（有氧条件下）或硝酸盐（厌氧条件下）等作为电子受体将 As()氧化并为自身提供能量（Slyemi et al.，2012）。异养型砷氧化被认为是一种细胞解毒的机制，不能为自身供能（Muller et al.，2003）。在稻田土壤中，砷氧化微生物被广泛研究。在非淹水条件下，空气进入土壤形成有氧条件，此时Fe()与 As()会被生物或非生物氧化；在淹水条件下，As()会在特定条件下被微生物氧化，添加硝酸盐可激活一些砷氧化微生物氧化 Fe()或As()（Lin et al.，2018）。2015 年，Zhang et al.（2015）在砷污染水稻土中分离出一株自养型砷氧化菌Paracoccus sp.SY，该菌株在厌氧条件下，利用硝酸盐作为电子受体，将 As()氧化成 As()，且在好氧与厌氧条件下都具有氧化亚砷酸盐功能。该研究对降低稻田砷的移动性及水稻生长过程中砷积累具有重要意义。Lin et al.（2018）在淹水条件下向砷污染稻田土壤中加入不同浓度硝酸盐，硝酸盐的添加促进了孔隙水中 As()氧化，As()浓度也随之升高，且高浓度硝酸盐处理组 As()氧化酶基因aioA 的丰度增加了 1.64.2 倍。除上述淹水水稻土中 的 砷 氧 化 微 生 物，许 多 根 际 微 生 物 例 如Rhizobiales 和 Burkholderials 等均能在好氧和厌氧条件下驱动土壤中的砷氧化（Zhang et al.，2015）。2.3 砷甲基化 稻田土壤砷的形态转化除 As()还原和As()氧化外，还包括无机砷转化为有机砷。有机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）。砷甲基化被认为是一种解毒过程，土壤微生物砷甲基化由亚砷酸盐甲基转移酶（arsM）催化（Zhao et al.，2013）。在淹水稻田中砷甲基化很容易发生，并容易产生气态砷挥发到大气中（Mestrot et al.，2011）。砷甲基化基因（arsM）广泛分布在稻田土壤微生物中，并与甲基砷浓度成正相关（Wang et al.，2018）。2020 年，Hashmi et al.（2020）采集了 15 个水稻土样品研究土壤中砷形态及浓度水平、砷代谢基因及其与土壤理化性质的相关性。研究发现，15个水稻土中不同砷形态及 arsM 基因丰度具有显著差异，且总砷浓度与 arsM 基因丰度呈显著负相关。水稻土中参与砷甲基化的微生物种类多样，比如Proteobacteria、Gemmatimonadales 和 Firmicutes 等水 稻 根 际微 生 物（Zhang et al.，2015）以及Desulfovibrio、Terrisporobacter 和 Clostridium 等厌氧内生菌（Chen et al.，2022）。2015 年，Wang et al.（2015）从水稻土中分离出一株硫酸盐还原菌Clostridium sp.BXM，该菌株普遍存在于厌氧水稻土中，具有砷甲基化能力。2016 年，Huang et al.（2016）在水稻土中分离出一株 Cytophagaceae 科的菌株 SM-1，其在稻田土壤中含量丰富，具有砷甲基化和砷挥发能力，接种该菌株可显著促进土壤中砷甲基化及砷挥发。SM-1 菌株的发现对于砷污染土壤生物修复具有重要意义。稻田土壤砷甲基化过程受土壤理化性质等多种因素影响，如 pH、DOC 等。2013 年，Zhao et al.（2013）在 6 个不同采样点采集 6 个不同的水稻土，研究稻田土壤淹水条件下，砷甲基化过程的影响因子。研究发现 arsM 基因丰度与土壤 pH 正相关，土壤孔隙水中甲基砷与 pH 和 arsM 基因丰度负相关，与溶解性有机碳正相关。因此，相比 arsM 基因丰度，可显著影响砷甲基化微生物活性的土壤条件比如 pH、溶解性有机碳等对土壤砷甲基化过程影响朱忆雯等：稻田土壤氮循环与砷形态转化耦合的研究进展 1349 更大。已有研究表明，水稻土中硫酸盐还原菌及 产甲烷古菌分别参与了砷甲基化及脱甲基化过程，并共同控制土壤中甲基砷的动态变化（Chen et al.，2019）。2.4 脱甲基化 稻田土壤微生物介导砷甲基化以生成一甲基砷（MMA）和二甲基砷（DMA）为主，土壤中部分微生物比如产甲烷古菌也能将甲基砷进行脱甲基化（Chen et al.，2019）。2011 年，Yoshinaga et al.（2011）采集 MAs()污染的高尔夫球场土壤研究了MAs()脱甲基化，研究发现 MAs()脱甲基化过程 首 先 由 Burkhoderia 菌 将 MAs()还 原 成MAs()，然后由 Streptomyces 将 MAs()脱甲基化成 As()，这是首次报道甲基砷的脱甲基过程。淹水稻田中，MMA 与 DMA 也可被脱甲基。向水稻土中外源加入二甲基砷并在厌氧条件下淹水培养，研究砷甲基化与脱甲基化的主要功能微生物。随着甲烷的生成，孔隙水中 DMAs 迅速降低，研究发现硫酸盐还原菌与产甲烷菌分别参与了砷的甲基化与脱甲基过程（Chen et al.，2019）。Chen et al.（2021）从土壤中分离出一株厌氧菌 Bacillus sp.CZDM1。该菌基因组中含有 C-As 裂解酶基因 arsI，在厌氧硝酸盐还原条件下具有 MMAs()脱甲基化功能。据研究，C-As 裂解酶基因 BcarsI 在反硝化细菌中普遍存在，可实现 MMAs()的脱甲基化与反硝化过程的耦合，且该耦合过程在稻田土壤十分常见。除此之外，一些好氧内生菌也能将 MMAs()脱甲基化（Chen et al.，2022），可见，在复杂的稻田土壤环境中，砷脱甲基化的过程并不依赖于某个单一的物种，而是存在多种微生物共同参与。3 稻田土壤氮循环过程对砷形态转化的影响 在土壤环境中，铁（Fe）、碳（C）、氮（N）循环对砷的形态转化均具有重要影响。例如，淹水稻田中微生物驱动的硝酸盐还原耦合As()的氧化可固定砷（Lin et al.，2018）；NH4+与 Fe()共存的稻田土壤中可发生 Feammox 反应，从而提高砷的移动性（Ding et al.，2014；Zhang et al.，2021）。如图3 所示，稻田氮循环耦合砷形态的转化在砷的生物地球化学循环中发挥着重要作用，解析氮、砷耦合机制可为土壤砷污染控制提供科学依据。3.1 硝化过程 稻田土壤具有干湿交替的周期性变化特征，其中氮循环过程与砷形态转化存相互耦合。氮循环通过参与铁氧化物和溶解 Fe()之间的动态转化，可以影响土壤中 As 的富集（Smith et al.，2017）。在有氧条件下，稻田土壤硝化作用产生 NO3（Devkota et al.，2013；Verhoeven et al.，2018），NO3可抑制土壤中氧化铁矿物的还原溶解，从而减缓砷的释放（Liu et al.，2019）。Weng et al.（2017）采集了砷污染的浅层地下水，利用稳定同位素技术发现含氧地下水中砷的迁移转化与氮循环中的硝化作用密切相关。在含氧的近端水层中硝化作用提高了 NO3浓度，高浓度的 NO3降低了含氧地下水中砷的移动性。因此，稻田土壤中硝化作用有利于砷吸附在氧化铁矿物上，从而降低砷的移动性（Zhu et al.，2017；Wang et al.，2019）。此外，不同酸、碱性及好、厌氧条件的稻田土壤中，硝化微生物活性与丰度具有显著差异。弱碱性稻田土壤中 AOA 活性明显优于AOB，而 AOB 在中性和酸性土壤中活性更高（Zhang et al.，2019）。综合以上研究可知，一方面，在砷污染的环境下硝化作用会直接与砷耦合影响砷的迁移转化。另一方面，砷污染稻田土壤淹水和落干的周期性变化造成土壤 pH、Eh 等理化性质的变化，会影响土壤硝化微生物驱动的硝化反应过程，从而间接影响吸附在氧化铁矿物上砷的还原释放。也会对硝化作用和砷形态转化的耦合产生间接影响。3.2 反硝化过程 已有研究表明，厌氧环境中亚砷酸盐氧化与硝酸盐还原过程耦合可降低砷的移动性（Zhang et al.，2015；Zhang et al.，2017）。Senn et al.（2002）报道硝酸盐可以在厌氧条件下通过微生物可以对As()进行氧化。硝酸盐耗尽情况下，一般有 As()存在；但硝酸盐丰富且厌氧情况下，As()则为主要产物。Oremland et al.（2002）研究发现，一些依赖硝酸盐的氧化细菌（如 MLHE-1 等）能将 As()氧化与部分反硝化相耦合。而 Rhine 团队（Rhine et al.，2006）则分离了两种自养 As()氧化菌株 DAO1 和DAO10，发现其能够将 As()氧化与完全反硝化相 图 3 稻田土壤中氮砷耦合过程 Figure 3 The coupling process of nitrogen and arsenic in paddy soil 1350 生态环境学报 第32卷第7期（2023年7月）耦合的同时来固定二氧化碳。Zhang et al.（2015）在砷污染水稻土中分离出一株化学自养型砷氧化菌 SY，该菌株可以在好/厌氧条件下分别以氧气或硝酸盐为电子受体氧化三价砷，并从中获取能量。在淹水土壤中接种该菌株，可显著促进三价砷的氧化过程。Li et al.（2019）采集未污染的水稻土，在厌氧条件下添加 As()及 NO3进行微宇宙实验。研究发现，添加了 NO3后，As()氧化速率显著升高，宏 基 因 组 分 析 发 现 硝 酸 盐 还 原 菌 主 要 为Pseudogulbenkiania，砷氧化菌主要为 Azoarcus spp.。该研究表明硝酸盐还原菌和砷氧化菌共同驱动硝酸盐还原耦合砷氧化过程。此外，最近的研究发现，反硝化作用也可耦合MAs()脱甲基化。Chen et al.（2021）分离出反硝化细菌 Bacillus sp.CZDM1，能够在厌氧条件下将MAs()脱甲基化。因此，反硝化作用在砷污染土壤中对砷的迁移转化也具有重要影响，对以上耦合过程的主要影响因子还有待进一步研究。除以上微生物因素，在砷污染稻田中不同土壤理化条件也可影响反硝化速率，从而影响砷的固定释放。Liang et al.（2021）研究发现，反硝化微生物活性受气候因子、土壤 pH 和 nirS 基因生物多样性影响，且反硝化基因 nirS 和 nirK 丰度与土壤碳/氮比成显著负相关。综上所述，砷污染的稻田中，反硝化作用不仅可直接耦合砷转化，还可以通过土壤的碳/氮比等理化条件影响反硝化微生物的丰度和活性，从而间接将反硝化作用与砷进行耦合。3.3 厌氧氨氧化过程 最近的研究发现厌氧氨氧化可以与As()还原过程耦合。Zhang et al.（2022）采集砷污染的稻田土壤，外源加入15N-尿素及 As()厌氧培养，研究发现同时加入15N-尿素和 As()可显著提高砷还原基因 arrA 及厌氧氨氧化基因 hzsB 的丰度。稳定同位素示踪技术和高通量测序技术进一步揭示水稻土中驱动厌氧