楊文蕾， 沈亞婷

(1.國家地質(zhì)實驗測試中心， 北京 100037；2.中國地質(zhì)大學(xué)(北京)， 北京 100083；3.自然資源部生態(tài)地球化學(xué)重點實驗室， 北京 100037)

砷(As)是自然環(huán)境中普遍存在的一種變價元素，是一種無閾值類致癌物質(zhì)，可導(dǎo)致人體皮膚癌等多類癌癥，并可能誘發(fā)心血管和神經(jīng)系統(tǒng)疾病[1-2]。砷在環(huán)境中無處不在，自然界中砷主要來自地殼，砷通常以無機(jī)化合物的形態(tài)(主要為毒砂)賦存于巖石中，平均濃度<10mg/kg[3]。隨著巖石的風(fēng)化，砷的無機(jī)含氧陰離子(如亞砷酸根和砷酸根)進(jìn)入環(huán)境中，在環(huán)境中具有較強(qiáng)的地質(zhì)背景特征。由于地理環(huán)境因素致使居民長期攝入過量砷,從而導(dǎo)致地方性砷中毒事件在世界各地均有報道，成為最突出的健康地質(zhì)問題之一。礦山開采、肥料、農(nóng)藥和電池工業(yè)等人為活動，也會帶來砷在環(huán)境水體和土壤中的污染和擴(kuò)散，并通過用水和食物鏈等途徑進(jìn)入人體，威脅人類健康[4-6]。

水稻(OryzasativaL.)是一類多熟農(nóng)作物，大米是世界上消費最多的主食之一[7]，它提供了人類所需70%的能量和50%的蛋白質(zhì)[8]。預(yù)計到2050年，大米產(chǎn)量需要增長60%～70%才可以滿足屆時亞洲人口增長對主食的需求[9]。砷在大米中的含量普遍高于玉米等多種作物，大米中砷含量水平為幾個到幾百個ng/g不等。在一些特殊的砷污染地區(qū)，大米中的砷含量可高達(dá)700ng/g[10]。已有研究證實大米和大米制品是導(dǎo)致全球范圍內(nèi)人口攝入過量砷的重要途徑之一[11]，而南亞和東南亞人群風(fēng)險最高[12]。在歐洲和美國人群飲食結(jié)構(gòu)中來自大米的砷攝入量僅次于海產(chǎn)品，位居第二[13]。已有研究發(fā)現(xiàn)食用含有砷的大米，會顯著增加人類尤其是嬰幼兒的癌癥風(fēng)險[14]。因此，如何在增加大米產(chǎn)量的同時，控制大米中的砷含量成為保障未來食品安全和控制健康風(fēng)險的重要問題之一。

控制大米中砷濃度、減少人體砷攝入的方法有多種。最普遍、最直接的方法自然是降低水稻種植土壤中的砷含量[15]；其次，也可以通過改進(jìn)大米烹飪方式[16]等途徑來減少砷的人體攝入；而更為經(jīng)濟(jì)有效的方法，則是通過水稻灌溉、施肥等農(nóng)藝活動減少水稻對砷的吸收，降低大米中砷含量，這也是當(dāng)前國際上農(nóng)業(yè)科學(xué)、環(huán)境科學(xué)和食品安全等領(lǐng)域的前沿?zé)狳c問題。不同的農(nóng)藝活動在控制水稻吸收砷的過程中會受到復(fù)雜的環(huán)境因素作用，且存在不同程度的局限性，探索特定條件下合理的農(nóng)藝活動以控制水稻對砷的吸收顯得尤為關(guān)鍵。

本文探討了砷在大米中的賦存水平、形態(tài)特征及砷的形態(tài)分析方法，討論了水稻對砷的根部吸收和向上轉(zhuǎn)運機(jī)理及影響水稻吸收砷的環(huán)境因素，并在此基礎(chǔ)上比較和評述了目前具有較好應(yīng)用前景的控制水稻中砷含量的農(nóng)藝學(xué)方法。本研究認(rèn)為，綜合運用多種農(nóng)藝方法進(jìn)行水稻耕作，是未來控制水稻對砷吸收的重要途徑；新型農(nóng)藝方法在控制水稻吸收砷過程中的應(yīng)用，氣候變化對大米中砷食品安全問題帶來的深刻影響，以及砷形態(tài)非破壞原位與活體分析技術(shù)研究，是未來在全球尺度上更科學(xué)有效地控制大米中的砷含量、降低人體健康風(fēng)險的關(guān)鍵，也是我們面臨的艱巨挑戰(zhàn)和未來重點發(fā)展方向。

1 水稻中的砷形態(tài)及其健康風(fēng)險

水稻可以吸收土壤中不同形態(tài)的砷，并在吸收和輸送砷的過程中發(fā)生砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化。認(rèn)識水稻中砷的濃度水平和形態(tài)特征，建立不同形態(tài)砷的分析方法，對于控制水稻中砷的含量、降低人體健康風(fēng)險具有重要意義。

1.1 水稻中砷的主要形態(tài)及含量特征

自然界中砷的形態(tài)復(fù)雜多變。目前，在環(huán)境和生物樣品中已發(fā)現(xiàn)了近一百種不同的砷形態(tài)[17]。在生物樣品中，最常見的砷形態(tài)主要包括亞砷酸鹽[As(Ⅲ)]、砷酸鹽[As(Ⅴ)]、一甲基砷酸[MMA(Ⅴ)]、一甲基亞砷酸[MMA(Ⅲ)]、二甲基砷酸[DMA(Ⅴ)]、二甲基亞砷酸[DMA(Ⅲ)]、砷膽堿(AsB)、四甲基砷(Tetra)[18]。砷形態(tài)受砷的原子結(jié)構(gòu)特征和配位原子特性影響，當(dāng)參與生物代謝過程時，每個砷原子可與C(甲基)、O和(或)S(硫醇)等元素(基團(tuán))共享3個或5個電子。砷的形態(tài)也與其所處的生物環(huán)境相關(guān)，在不同條件下還會發(fā)生形態(tài)轉(zhuǎn)化。

大米中存在As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、DMA(Ⅴ)、MMA(Ⅴ)和AsB等幾種典型的砷形態(tài)[19-20]。一項對巴西大米中砷的研究發(fā)現(xiàn)了5種砷形態(tài)，其含量范圍為8～88ng/g，是總砷濃度的3.6%～39%[21]。此外，有研究比較了印度、日本和泰國大米中砷的形態(tài)，發(fā)現(xiàn)大多數(shù)大米樣品中含有砷(25.81～312.44ng/g)，其中包括3.54～25.81ng/g的AsB、9.62～194.93ng/g的As(Ⅲ)、17.63～78.33ng/g的As(Ⅴ)、9.47～73.22ng/g的MMA(Ⅴ)以及13.43～101.15ng/g的DMA(Ⅴ)[22]。除了這5種砷形態(tài)，也有報道揭示了大米中含有四甲基砷(Tetra)等其他砷形態(tài)，約占大米中總砷濃度的5.8%[23]。此外，水稻也可以通過甲基化降低無機(jī)砷的毒性[24-25]。

1.2 砷的毒性特征及大米砷攝入特征

砷的毒性與其化學(xué)形態(tài)密切相關(guān)。通常來說，As(Ⅲ)毒性高于As(Ⅴ)，無機(jī)砷毒性高于有機(jī)砷，這是由于無機(jī)砷更容易與細(xì)胞中的含巰基酶結(jié)合，影響細(xì)胞的代謝和生理功能。砷的毒性通常隨其甲基化程度升高而降低[26]，這也表明甲基化代謝產(chǎn)物(如MMA和DMA)可能是生物的解毒產(chǎn)物。一些有機(jī)砷，如DMA(Ⅴ)和MMA(Ⅴ)，可誘發(fā)氧化性組織損傷或直接干擾細(xì)胞分裂過程，具有致癌性[27]。

通過食用大米及其加工食品，人體可以攝入不同水平和不同形態(tài)的砷。世界衛(wèi)生組織對大米中無機(jī)砷的含量限制值為0.2mg/kg，然而，由于每個地區(qū)地質(zhì)背景和人群飲食結(jié)構(gòu)存在差異，故而不同人群通過食用本地大米帶來的砷暴露風(fēng)險也不同。研究發(fā)現(xiàn)巴西幾個不同地區(qū)人群從本地大米中攝入的無機(jī)砷可達(dá)到每日人體臨界耐受攝入量的10%[21]。人體中砷的形態(tài)與大米中的砷形態(tài)有關(guān)。研究發(fā)現(xiàn)人體的尿液和血液中的AsB和大米中AsB濃度呈正相關(guān)[22]。因此，隨著每個地區(qū)大米中砷的含量、形態(tài)、毒性以及人群飲食結(jié)構(gòu)的差異而產(chǎn)生的健康風(fēng)險問題已成為不可忽視的食品安全和健康地質(zhì)問題之一，對大米中的砷標(biāo)準(zhǔn)制定和砷的健康風(fēng)險評價需要綜合考慮不同地區(qū)以及大米中砷的形態(tài)差異。

1.3 砷形態(tài)的典型分析方法

化學(xué)破壞分析和原位形態(tài)分析是兩類重要的砷形態(tài)分析方法，在環(huán)境和生物樣品的砷形態(tài)分析中有廣泛應(yīng)用，兩類方法各具優(yōu)勢，也都存在一定的局限性。

化學(xué)破壞分析法的主要原理是將樣品中的砷化學(xué)提取到溶液中并通過聯(lián)用技術(shù)進(jìn)行定性和定量檢測，如氣相色譜-原子吸收光譜、氣相色譜-原子熒光光譜、氣相色譜-微波誘導(dǎo)等離子體發(fā)射光譜、氣相色譜-電感耦合等離子體質(zhì)譜、高效液相色譜-電感耦合等離子體質(zhì)譜，其優(yōu)點在于可以對ng級別的砷形態(tài)進(jìn)行精確的定量分析，是比較主流和成熟的砷形態(tài)分析技術(shù)。但化學(xué)破壞分析法存在以下幾個局限性：首先，化學(xué)提取會帶來砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化，導(dǎo)致分析失誤。例如，DMMTA的毒性與無機(jī)砷相當(dāng)，而普通的酸提取會將DMMTA轉(zhuǎn)化為DMA(Ⅴ)[28]。如果提取介質(zhì)的pH>7.2時，As(Ⅲ)可能會被氧化為As(Ⅴ)[29]。有研究表明2%的酸提取濃度可以有效降低大米中的砷形態(tài)轉(zhuǎn)化[30]。從植物中提取砷形態(tài)時，一些砷的絡(luò)合形態(tài)可能會發(fā)生改變，例如PC-As(Ⅲ)復(fù)合物可能游離成植物螯合素(PC)和游離As(Ⅲ)[29]。其次，色譜技術(shù)對于某些砷形態(tài)的分離能力有限，從而導(dǎo)致將多種砷形態(tài)錯誤地記入同一種砷形態(tài)的定量數(shù)據(jù)中。如采用陰離子交換色譜進(jìn)行砷形態(tài)分離時，Tetra和As(Ⅲ)會共洗脫，造成兩種形態(tài)被錯誤地定性和定量分析[23]。

與化學(xué)破壞分析法相比，原位形態(tài)分析技術(shù)如X射線吸收光譜(X-ray absorption spectroscopy，XAS)技術(shù)可以在不化學(xué)破壞樣品的情況下獲得砷與周圍原子的配位特征以及樣品中砷的形態(tài)及其質(zhì)量分?jǐn)?shù)[31]。近年來XAS技術(shù)在地質(zhì)、環(huán)境和生物樣品中As的原位形態(tài)定性和定量分析中有廣泛應(yīng)用，例如已有研究應(yīng)用XAS技術(shù)分析了超富集蕨類植物中As的形態(tài)，并揭示了As(Ⅲ)在蕨類植物體內(nèi)可以轉(zhuǎn)化為As的巰基結(jié)合態(tài)[32]。XAS技術(shù)也存在一些挑戰(zhàn)，如樣品中砷含量較低時，難獲得高信噪比的XAS譜圖，含量較低的砷形態(tài)可能在線性擬合中誤差較大，某些不同形態(tài)的砷可能具有十分接近的XAS特征譜圖，也會給定性分析帶來一定的挑戰(zhàn)。

水稻中砷的吸收和代謝，以及砷的毒性都與砷的形態(tài)密切相關(guān)，因此水稻中砷的形態(tài)分析技術(shù)對研究水稻吸收砷及砷的人體健康風(fēng)險具有重要意義。由于大米中的砷濃度通常<300ng/g，而部分形態(tài)的砷濃度只有幾個ng/kg，這為大米中砷的形態(tài)分析帶來一定的挑戰(zhàn)。

2 水稻對砷的吸收和輸送機(jī)理

水稻對砷存在特殊的吸收、輸送和解毒機(jī)制，了解砷從土壤進(jìn)入水稻根系、向上輸送并進(jìn)入籽粒中的途徑，是控制水稻對砷的吸收、減少大米中砷含量的重要前提。

2.1 鐵膜在水稻吸收砷過程中的作用

根是水稻吸收砷的主要部位，為適應(yīng)厭氧環(huán)境，水稻非常容易在根表形成一層金屬氧化膜[33]，主要為赤鐵礦(α-FeO)、磁赤鐵礦(γ-FeO)、針鐵礦(α-FeOOH)、纖鐵礦(γ-FeOOH)和無定形氫氧化鐵等[34]，稱為鐵膜或鐵斑塊。鐵膜本身的形成受到復(fù)雜因素的影響，鐵膜的形成對砷進(jìn)入水稻起著決定作用。

首先，鐵膜的形成能力與根系泌氧水平及根際氧化還原條件有關(guān)。根際鐵氧化過程受到根系泌氧水平的影響[35-36]，而高根系泌氧基因型的水稻可誘導(dǎo)更多的鐵膜[37-38]。由于不同的生長時期水稻根系的泌氧水平不同，根系鐵膜含量也存在差異。例如根系泌氧從分蘗期到抽穗期迅速增加，但在灌漿期顯著減少，導(dǎo)致成熟期鐵膜顯著減少[39]。也有研究發(fā)現(xiàn)鐵膜的形成與硫代硫酸鹽歧化反應(yīng)生成的硫化物還原有關(guān)[40]。當(dāng)土壤由淹水環(huán)境轉(zhuǎn)為干燥環(huán)境時，土壤基質(zhì)從還原性條件轉(zhuǎn)變?yōu)楹醚跣詶l件[41]，可溶性二價鐵被氧化成不溶性三價鐵氧化物，減少了可溶性鐵離子對根際的供應(yīng)，抑制了鐵膜的形成[41-42]。

其次，鐵膜在水稻吸收砷的過程中可以對土壤中的砷起到吸附、屏蔽或緩沖作用。鐵膜對很多金屬和類金屬都具有很好的吸附能力。多項研究發(fā)現(xiàn)鐵膜中Cd、As、Sb、Hg、Se、Pb等與Fe濃度呈顯著正相關(guān)[43-46]。鐵膜對砷的吸附作用主要機(jī)理是，鐵膜中的鐵氧化物/氫氧化物與砷有很強(qiáng)的親和力，它在砷進(jìn)入根系之前將砷吸附，從而減少根系吸收。水培條件下，水稻根系鐵膜的形成可以顯著降低水稻對砷的吸收[47-48]。水稻根表鐵膜可以吸附約73%～90%的砷，是水稻植株吸收和轉(zhuǎn)運砷的屏障[49-51]。然而，也有研究發(fā)現(xiàn)，雖然隨著根表鐵膜數(shù)量的增加，根際砷濃度也隨之增加，而水稻中的砷濃度并沒有增加，說明鐵膜是砷進(jìn)入水稻體內(nèi)的緩沖帶[45]。鐵膜對不同形態(tài)砷的吸附能力存在差異。與As(Ⅲ)相比，氧化物對As(Ⅴ)有較高的親和力，在缺氧土壤條件下，As(Ⅴ)與Fe(Ⅲ)、Fe(Ⅱ)離子的快速共沉淀有利于As的固定，防止其還原為As(Ⅲ)，因此As(Ⅴ)在土壤溶液中的生物利用度較低[52]。研究表明As(Ⅲ)是淹水條件下土壤中主要的砷形態(tài)，但鐵膜吸附的As(Ⅴ)約占總砷的78%[53-54]，表明鐵膜可以更有效吸附As(Ⅴ)。

2.2 砷在水稻中的吸收轉(zhuǎn)運、向上輸送和進(jìn)入谷粒的特征及影響因素

不同形態(tài)的砷的向上輸送通道和輸送速度存在差異。砷在水稻中的向上輸送也是通過共用轉(zhuǎn)運蛋白發(fā)生，水稻中Lsi1和Lsi2兩種Si轉(zhuǎn)運蛋白都可以介導(dǎo)硅酸從根細(xì)胞通過質(zhì)外體沿中柱向芽的輸送，也因此可以向上輸送As(Ⅲ)[57-58]。有研究發(fā)現(xiàn)與巰基結(jié)合的還原形態(tài)砷在植物中通過液泡膜和囊泡向上運輸[59-60]。有機(jī)砷在植物體內(nèi)的向上輸送效率高于無機(jī)砷[61]。

砷進(jìn)入水稻谷粒的過程會受到水稻中砷的形態(tài)、水稻中其他元素含量、水稻的生長時期以及土壤中砷的含量影響。首先，不同形態(tài)的砷在谷粒中的輸送和裝載效率存在差異。韌皮部是As(Ⅲ)向籽粒運輸?shù)闹饕M織，在韌皮部和木質(zhì)部，有機(jī)砷比As(Ⅲ)的流動性強(qiáng)得多。韌皮部也會攔截砷進(jìn)入籽粒，有研究發(fā)現(xiàn)韌皮部節(jié)點攔截了90%的砷[62]。其次，植物體中的營養(yǎng)元素也會影響砷向籽粒的轉(zhuǎn)移，例如莖中氮濃度升高時，砷從莖到籽粒中的轉(zhuǎn)運系數(shù)降低[63-64]。同時，在水稻不同的生長發(fā)育階段，谷粒中砷的裝載途徑也不同。有研究發(fā)現(xiàn)水稻開花前吸收的砷主要通過韌皮部由莖葉組織運輸?shù)竭_(dá)籽粒，而開花后吸收的砷主要通過木質(zhì)部運輸?shù)竭_(dá)水稻籽粒[65]。此外，水稻籽粒中的砷濃度也與土壤中砷的濃度有關(guān)。在土壤砷含量較低時，谷粒中砷含量隨著土壤中砷濃度增加而增加，在土壤砷濃度較高時趨于穩(wěn)定[66-67]，這是由于砷濃度的增加使水稻某些代謝活動受到干擾，從而阻礙了砷向籽粒的裝載[66]。

3 土壤中影響水稻吸收砷的因素

水稻從土壤中吸收砷的能力主要與土壤中砷的濃度、形態(tài)和生物有效性有關(guān)，受到pH、氧化還原特征、土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)構(gòu)、共存元素以及水稻品種等因素的影響[68-71]。

3.1 土壤pH和氧化還原條件對土壤環(huán)境中砷的形態(tài)和可遷移性的影響

土壤pH和氧化還原條件在不同的地域存在很大差異，它們可以決定土壤中砷的主要形態(tài)，從而決定著土壤中砷的生物有效性和可遷移性。

pH會影響砷在土壤中的吸附和釋放。通常，土壤酸化時，鐵和鋁氧化合物的溶解會促進(jìn)砷的釋放和遷移[74-75]，從而促進(jìn)水稻對砷的吸收。然而，也有研究發(fā)現(xiàn)高pH會促進(jìn)水稻對砷的吸收。例如在pH 6.5～8.5時，土壤pH與水稻籽?？偵闈舛瘸收嚓P(guān)[76]。這是因為高pH值會引起負(fù)表面電荷，從而促進(jìn)As(Ⅲ)和As(Ⅴ)在土壤溶液中的解吸。同時，在pH值相對較高時，土壤黏土含量較低，也會促進(jìn)砷的釋放[77]。pH對不同形態(tài)的砷在固液中的分配也存在差異。流動相的pH值不僅影響著流動相緩沖鹽的組分構(gòu)成，也影響著不同形態(tài)砷化合物的離子形式，在液相分離過程中起著至關(guān)重要的作用[78]。例如，與As(Ⅴ)相比，As(Ⅲ)更容易從土壤固相釋放到土壤溶液中，在低pH條件下，兩者溶解度有很大差異[70]。與As(Ⅲ)相比，As(Ⅴ)在土壤-溶液體系中的分配更容易受到pH的影響[79]。

土壤氧化還原條件也會影響砷的吸附和釋放。還原條件下水稻根際的砷溶解度更高，導(dǎo)致水稻中含有更高濃度的砷[80-81]。在Eh值降低時，土壤中的Fe在鐵還原菌的聯(lián)合作用下發(fā)生還原溶解[82]，吸附在鐵氧化物上的砷被解吸并釋放到根際溶液中[83]。

3.2 土壤有機(jī)質(zhì)對砷的吸附和釋放的影響

土壤中的有機(jī)質(zhì)分子大小、結(jié)構(gòu)、官能團(tuán)特征和溶解性存在很大差異，不同的有機(jī)質(zhì)對水稻吸收砷的過程有不同的影響。天然有機(jī)物的存在主要通過競爭有效的吸附位點、形成絡(luò)合物、改變位點表面的氧化還原化學(xué)性質(zhì)和砷形態(tài)來控制砷的吸附和釋放[84]。

首先，土壤有機(jī)質(zhì)可以通過從氧化物表面搶奪砷的吸附點位，從而導(dǎo)致砷在土壤溶液中的釋放。金屬氧化物與土壤有機(jī)質(zhì)具有很強(qiáng)的親和力，可與—COOH、苯酚/鄰苯二酚的—OH官能團(tuán)發(fā)生配體交換反應(yīng)，與砷競爭吸收位點[85-87]，造成砷的解吸和釋放。例如，腐植質(zhì)在赤鐵礦和針鐵礦上與砷存在共同的吸附點位，從而導(dǎo)致砷從赤鐵礦和針鐵礦表面解吸下來。腐植質(zhì)還可以通過非生物氧化還原促進(jìn)砷從土壤中釋放[88-89]。

其次，有機(jī)質(zhì)對砷具有很高的親和力，可以形成有機(jī)質(zhì)-砷的絡(luò)合物[90-92]。例如，可溶性腐植質(zhì)可以直接與As(Ⅴ)[93-94]或As(Ⅲ)絡(luò)合[95]。另外，一些有機(jī)質(zhì)具有發(fā)達(dá)的孔結(jié)構(gòu)，可以通過物理吸附促進(jìn)砷擴(kuò)散到孔中[96]。例如，生物炭含有可通過表面絡(luò)合控制砷吸附的氧化官能團(tuán)(即醇、酚和羧基)[97-100]。已有研究發(fā)現(xiàn)腐植質(zhì)、鐵和As(Ⅲ)或As(Ⅴ)的三元絡(luò)合物形成的橋接作用是控制砷絡(luò)合形態(tài)的主要機(jī)制[101-103]。土壤中的pH-Eh可以通過與腐植質(zhì)相關(guān)的FeOOH或MnOOH的還原性溶解將砷釋放[104]。

有機(jī)質(zhì)對砷的絡(luò)合可能會增加，也可能會降低砷的生物可利用性。例如，溶解性有機(jī)質(zhì)在土壤中具有很好的遷移能力，它將原本被吸附的砷搶奪下來后，促進(jìn)了砷的可移動性。但是溶解性有機(jī)質(zhì)與砷絡(luò)合所形成的不溶性復(fù)合物也會降低土壤溶液中砷的生物可利用性[105]。

3.3 土壤環(huán)境中的共存元素對水稻吸收砷的影響

水稻的生長和代謝需要多種元素參與，如磷、硅、硫、鐵和錳等，這些共存元素可以和砷發(fā)生競爭或協(xié)同吸收作用，對水稻吸收砷的影響也是不可忽視的。

其次，在水稻生長過程中，很多氧化還原過程與一些特殊的元素或物質(zhì)相關(guān)，它們通常與砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化密切相關(guān)，且受到的影響因素也較為復(fù)雜。如硫的生物地球化學(xué)過程在水稻生長環(huán)境中的氧化還原條件的周期性變化中有主導(dǎo)作用，水稻生長季節(jié)長期淹水導(dǎo)致土壤缺氧，可以加劇硫代硫酸鹽歧化反應(yīng)，改變砷的形態(tài)。Mn和Fe在水稻土壤中也可以參與氧化還原反應(yīng)。砷污染稻田土壤中的錳氧化物可能通過FeOOH的還原溶解而阻礙高遷移率As(Ⅲ)的釋放[111-112]。在水稻根部形成的錳斑塊可能會更容易促進(jìn)水稻根際中的As(Ⅲ)氧化[113]。

另外，有些元素對砷在水稻中的解毒能力有重要作用。如硫在某些砷解毒的蛋白質(zhì)表達(dá)過程中有重要作用，可以介導(dǎo)木質(zhì)部的As(Ⅲ)外排[28]。硫還可以促進(jìn)水稻根中植物螯合素(PC)和谷胱甘肽(GSH)的形成[114]，與砷絡(luò)合并進(jìn)行液泡隔離[115]。水稻中NO的抗氧化能力可以抑制活性氧，保護(hù)細(xì)胞免受非生物脅迫[116]。外源供應(yīng)的NO對水稻砷誘導(dǎo)的毒性有顯著的抗性，并且對砷誘導(dǎo)的氧化應(yīng)激有改善作用[117]。

此外，一些其他的共存毒性元素可能會干擾到植物的生長和代謝，從而抑制水稻對砷的吸收。例如有研究發(fā)現(xiàn)汞(Hg2+)對As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸收均有抑制作用，但是這種抑制作用可能是Hg對植物帶來的應(yīng)激反應(yīng)導(dǎo)致的，而非Hg2+與As(Ⅲ)和As(Ⅴ)對水通道蛋白的競爭作用導(dǎo)致[118]。

4 控制水稻對土壤中砷吸收的途徑與農(nóng)藝方法

水稻的耕種離不開田間水管理、施肥和添加土壤改良劑等農(nóng)藝活動，它們是維持水稻生長、保證大米產(chǎn)量的必要環(huán)節(jié)，合理的農(nóng)藝方法可以在一定程度上控制水稻對砷的吸收。

4.1 田間水管理對水稻吸收砷的控制

合理的灌溉和田間水管理可以將稻田土壤溶液中的總砷含量控制在較低水平。常規(guī)水稻耕作會經(jīng)歷淹水(還原)和非淹水(氧化)條件，淹水條件下水稻對砷的吸收量比非淹水條件下高10～15倍[81]。間歇性灌溉和有氧水管理都可以在滿足水稻對水的生長需求的條件下，盡量保持土壤中的好氧環(huán)境，從而減少大米中砷的積累[119-120]。這是因為這兩種水管理方式可以改變水稻土壤-水系統(tǒng)的理化性質(zhì)。在連續(xù)的淹水環(huán)境下，土壤中As(Ⅴ)轉(zhuǎn)化為As(Ⅲ)[121-122]，根際中無機(jī)砷的微生物甲基化可能會提高稻田土壤溶液中甲基砷的含量，并在大米中積累[123]。在間歇灌溉和有氧水管理條件下，水稻土壤溶液中As(Ⅴ)/As(Ⅲ)比率較高[124]，籽粒中甲基化砷含量的比例趨于下降，水稻籽粒中的無機(jī)砷含量遠(yuǎn)低于持續(xù)淹水下水稻籽粒中的無機(jī)砷含量[125]?？梢?，與持續(xù)灌溉相比，在間歇性灌溉和有氧水管理條件下，水稻谷?？偵橹?，無機(jī)砷和甲基化砷形態(tài)的濃度都得到了很好的控制[126]。

此外，田間水管理時也需要充分考慮降雨的影響。有報道顯示持續(xù)的降雨可以導(dǎo)致土壤中51～250mg/m2的砷被釋放[127]。而在旱季灌溉耕作后，降水會使得水稻表層土壤的砷含量降低。因此，需要進(jìn)一步研究自然降雨對稻田環(huán)境中砷動力學(xué)的影響。

間歇性灌溉和有氧水管理雖然可以降低水稻中的砷，但也存在一定的局限性。它的耗水量是淹水耕作的三分之一[126]，降低了農(nóng)業(yè)耗水，但同時卻減少了大約25%的水稻產(chǎn)量[126-128]。這是因為在這種田間水管理方式下，相對干燥的土壤環(huán)境限制了根系生長，降低了水稻的吸水率[129]。從人體健康角度來看，這種田間耕作方式是有益的，但是從經(jīng)濟(jì)角度，這種作業(yè)方式會降低當(dāng)?shù)鼐用竦慕?jīng)濟(jì)收入。

因此，如何科學(xué)有效地在不同的降水條件下，通過水管理方式實現(xiàn)降低糧食減產(chǎn)損失—節(jié)水—降低砷暴露風(fēng)險的最佳平衡，將是未來水稻田間水管理的重要方向。

4.2 施肥對水稻吸收砷的控制

4.2.1施用磷肥

通過施加磷肥降低水稻中砷的方法也存在其局限性。如磷肥市場價格不低，其在一些欠發(fā)達(dá)地區(qū)廣泛應(yīng)用于水稻田中的可行性不高[132-133]。同時，由于很多磷肥(三重超級磷酸鹽、磷酸一銨、磷酸二銨和磷酸巖石)中普遍含有砷和鎘等元素，長期添加這樣的磷酸鹽磷肥反而會增加水稻田中砷和鎘的輸入[134-135]。此外，磷肥非常容易地因地表徑流和垂直浸出而流失，會加劇河流、湖泊和水庫中的富營養(yǎng)化。

4.2.2施用硅肥

由于As(Ⅲ)與Si(OH)4占用相同的吸收通道，施用硅肥可減少水稻對As(Ⅲ)的吸收。根際中Si/As(Ⅲ)含量比值的增加是降低水稻植物吸收As(Ⅲ)的關(guān)鍵因素。有研究發(fā)現(xiàn)，隨著砷污染水稻土中Si添加量逐漸增加，水稻組織中的As(Ⅲ)/總砷比值顯著降低[136-137]。

硅的添加對控制水稻吸收As(Ⅲ)的效率受到多種因素影響。首先，硅施用量會影響水稻對砷的吸收效果，有研究添加了0.375g/kg硅肥但是并沒有降低水稻中砷的積累[138]。這是由于土壤顆粒中Si(OH)4和As(Ⅲ)之間的競爭吸附，硅的施用會提高稻田土壤溶液中的As(Ⅲ)水平，從而增加水稻對As(Ⅲ)的吸收。其次，不同的硅種類也對控制水稻吸收砷有不同的作用。有研究發(fā)現(xiàn)不同硅酸鹽礦物(硅藻土和SiO2凝膠)對水稻谷粒中砷的積累有不同的影響[139]。SiO2凝膠的添加顯著降低了稻米中的總砷含量，而硅藻土的施用并未降低稻米中的總砷含量[139]。因此，優(yōu)化稻田中硅的施用類型和比例含量對于降低水稻中的砷吸收是非常重要的。

施用硅肥來控制水稻吸收砷也存在一定的局限性，如成本較高等，從而限制了這種方法的適用性。有研究發(fā)現(xiàn)，由于水稻每年吸收的硅為270kg/ha[140]，水稻植株本身就是一種較好的硅肥原料，將水稻的秸稈、稻殼等堆肥后還田，隨著硅的緩慢釋放而達(dá)到減少水稻中砷的吸收可能是另一種經(jīng)濟(jì)有效的控制水稻砷吸收的方法[141]。

4.2.3施用硫肥

施用硫肥可以控制水稻中的砷吸收。有報道顯示施用硫肥顯著降低了水稻葉片中砷的積累[142]。相似的研究結(jié)果在小麥[143]、大麥[144]和茄屬植物[145]中都有報道。

在實踐中硫肥的添加對控制水稻吸收砷的效果受到水稻品種等多種因素的作用。盡管許多研究表明，水稻籽粒中砷含量較低的水稻品種其根部的PC含量均顯著較高，但近期有研究發(fā)現(xiàn)了相反的結(jié)果，某些水稻品種中高濃度PC并不一定會降低水稻籽粒中總砷的含量[149]。有研究發(fā)現(xiàn)在硫施用量下降的情況下，某些水稻籽粒中的砷積累量也會降低。而一些特殊的水稻品種(如IR64)即使不添加硫，其谷粒中的砷也比較低[150]。

施用硫肥的局限性在于它可能會加劇稻田中硫代砷酸鹽的形成[151]。在還原條件下通過從As(Ⅲ)中交換OH-/SH-配體和硫的氧化會形成硫代砷酸鹽[152-153]。一氧化二硫砷酸鹽具有與As(Ⅴ)相似的毒性，其生成的酸堿度范圍可以跨越pH 2.5～8.0[154-155]。與As(Ⅲ)和As(Ⅴ)不同的是，硫代砷酸鹽與Fe(Ⅲ)的氫氧化物(FeOOH)的絡(luò)合能力較小，因此更容易被水稻吸收[156]。S2-/As(Ⅲ)比和S(0)/As(Ⅲ)比、pH值以及微生物的可用性等不同因素都會影響硫代砷酸鹽的形成[152-154]。因此，在使用硫添加調(diào)控水稻吸收砷時，考慮硫代砷酸鹽化學(xué)行為和毒性至關(guān)重要。

4.3 添加土壤改良劑

添加土壤改良劑可以改變土壤理化性質(zhì)和土壤結(jié)構(gòu)，如添加鐵、錳和生物炭等添加劑，可以改變砷在土壤和根系中的吸附能力從而控制水稻對砷的吸收，在未來的在田間管理中具有較好的應(yīng)用前景。

4.3.1添加鐵

外部添加鐵(例如氧化鐵、含鐵工業(yè)副產(chǎn)品和混合鐵源)可提高水稻土壤對砷的吸附能力，從而降低水稻中砷的積累。通過向土壤中添加鐵而降低水稻對砷的吸收主要是應(yīng)用了土壤中鐵氧化物對砷的吸附能力。

首先，鐵的改良劑可以直接影響稻田環(huán)境中鐵的含量。當(dāng)將Fe(0)和Fe(Ⅱ)化合物施用于稻田土壤時會被氧化，形成結(jié)晶度較差的鐵氧化物[157]。在FeOOH的配位結(jié)構(gòu)中，OH2和OH取代砷離子形成單齒、雙齒或雙核橋連絡(luò)合物[158-159]，促進(jìn)砷吸附在FeOOH上。其次，鐵的添加可以使得水稻根部形成Fe(Ⅲ)膜，從而吸附更多的As(Ⅴ)和As(Ⅲ)[45]。但是，由于稻田環(huán)境中氧化還原化學(xué)的變化，砷吸附到Fe(Ⅲ)鐵膜上的過程是可逆的。在淹水條件下，隨著氧化還原電位降低，鐵膜和稻田土壤中的FeOOH還原為Fe(Ⅱ)[122]，會使得FeOOH上吸附的砷以As(Ⅲ)的形式釋放到土壤溶液中。

施用鐵添加劑時，需要考慮施用量的問題。鐵源的比表面積和鐵源的溶解度等吸附特性需要在施用到稻田土壤中之前進(jìn)行評估，因為這些特性極大地決定了砷的吸附能力[160]。較高的鐵施用量會使得水稻根部鐵膜過厚，從而阻礙根部的養(yǎng)分吸收和氧氣擴(kuò)散[161]。

添加含鐵改良劑在經(jīng)濟(jì)上有一定優(yōu)勢，但也需要考慮其局限性。比如，鐵源添加也可能會引入其他污染物。同時，鐵添加會導(dǎo)致土壤酸化，并對土壤理化性質(zhì)及土壤中其他元素的吸附平衡產(chǎn)生進(jìn)一步擾動。

4.3.2添加錳

添加錳的主要作用是在根部形成錳斑塊，從而吸附砷來控制水稻對砷的吸收。錳氧化物通常以細(xì)顆?；蚪Y(jié)核的形式存在于土壤中。有研究發(fā)現(xiàn)，在被砷污染的水稻土中，以1200mg錳/kg土的比率施用合成的錳氧化物(主要為菱錳礦)，可使稻草和谷物中的總砷濃度降低30%～40%[165]。補充氧化錳會減緩稻田中Eh的降低[111]。

添加錳也有一定的局限性。已有研究表明錳氧化物由于其較低的零點電荷點pH(pHzpc=1.8～4.5)而不能將砷吸附在水稻土中[166]。在水稻成熟階段，錳氧化物不再對砷起吸附作用[165]。此外，外源錳添加也可能帶來新的污染，例如帶來飲用水中的錳污染(錳含量400mg/L)，從而增加人類健康的風(fēng)險。過量的氧化錳在稻田土壤溶液中的溶解也會在水稻植株中引起生物毒性。

4.3.3添加生物炭

添加生物炭有時并不能降低水稻對砷的吸收，這與諸多復(fù)雜因素有關(guān)。有報道顯示，某些生物炭也會導(dǎo)致砷在水稻谷粒和植株中的增加[173-174]。生物炭有較高的表面積和孔結(jié)構(gòu)，會影響微生物的活動，為微生物的生長提供穩(wěn)定的棲息地。例如生物炭的應(yīng)用導(dǎo)致還原Fe(Ⅲ)細(xì)菌的含量增加。與稻草施用相比，與Fe(Ⅲ)還原密切相關(guān)的梭狀芽胞桿菌、脫硫桿菌等的相對豐度增加[173]。生物炭中高濃度的鹽含量導(dǎo)致土壤溶液中的電導(dǎo)率增加，并促進(jìn)還原Fe(Ⅲ)的細(xì)菌與Fe(Ⅲ)礦物之間的電子轉(zhuǎn)移[175]，使得殘留在FeOOH中的As(Ⅴ)可以As(Ⅲ)的形式釋放到土壤溶液中。此外，生物炭會改變水稻土壤中的理化性質(zhì)，增加砷的釋放。例如，生物炭的施用會增加土壤pH，導(dǎo)致可溶性礦物質(zhì)溶解[174]，造成砷的釋放。

生物炭的表面修飾對控制水稻吸收砷非常重要。鐵和錳已經(jīng)成功用于生物炭的表面修飾[176-177]。用零價納米鐵對生物炭進(jìn)行改性會增加改性生物炭的表面積，從而顯著增加生物炭中的反應(yīng)位點[176]。因此，生物炭和鐵或/和錳的復(fù)合材料可以減少水稻組織中砷的積累[174-178]。深入研究水稻土壤-水系統(tǒng)中砷形態(tài)與原始/改性生物炭之間相互作用以及最佳生物炭施用量，是未來通過施用生物炭減少水稻砷吸收的關(guān)鍵。

綜上，表1總結(jié)了目前控制水稻吸收砷的主要農(nóng)藝學(xué)方法、機(jī)理以及局限性。每種農(nóng)藝學(xué)方法都具有控制水稻中砷含量的應(yīng)用價值和潛力，但是也都同時存在局限性，因此，在實際使用時需要綜合考慮各項因素，因地制宜，以達(dá)到最好的控制效果。

表1 降低水稻對土壤中砷吸收的主要農(nóng)藝學(xué)方法及其主要機(jī)理和局限性

5 結(jié)語和展望

鑒于全球尺度范圍內(nèi)人們對水稻的依賴程度以及水稻中砷吸收問題的普遍特征，開展水稻對砷的吸收機(jī)理及其影響因素的研究，探索實用有效的方法降低大米中的砷吸收，從全球尺度評估未來水稻對砷的吸收趨勢、控制方法和水稻中砷的含量和形態(tài)特征帶來的人類健康風(fēng)險，在未來環(huán)境科學(xué)、農(nóng)業(yè)科學(xué)和食品安全等研究領(lǐng)域?qū)⒗^續(xù)占據(jù)重要的地位。

首先，物理化學(xué)方法及田間水管理等方法都可以控制稻田農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中砷進(jìn)入水稻的含量，但是每種技術(shù)都有其優(yōu)勢和局限性。水稻農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中砷生物地球化學(xué)及水稻對砷的吸收和代謝等諸多因素都影響著水稻及谷粒中砷的濃度。綜合考慮農(nóng)藝活動對土壤中pH、氧化還原條件、有機(jī)質(zhì)結(jié)構(gòu)和共存元素等因素的影響，考慮不同的地理因素、土壤特性、經(jīng)濟(jì)因素，是在生產(chǎn)實踐中真正實現(xiàn)控制水稻對砷吸收的關(guān)鍵。在方法推廣前，綜合進(jìn)行短期和長期的田間實驗驗證是必不可少的前提。

第二，除了田間水管理、施肥以及添加土壤改良劑等常見的農(nóng)藝方法，還有一些其他方法也可以降低水稻大米中砷的含量。例如，在水稻田中同時耕種一些砷的超富集植物(如蜈蚣草)、藻類植物或植入一些新型的細(xì)菌改變土壤的氧化還原環(huán)境；此外，篩選并推廣某些已有的對砷吸收能力較低的水稻品種，或者改良水稻品種的基因類型，使其降低對砷的吸收，也是當(dāng)前的研究熱點。

第三，溫度升高會增強(qiáng)植物蒸騰作用和土壤中酶的活性，促進(jìn)微量元素從有機(jī)物中釋放出來，從而更容易被植物吸收[179]。面對全球氣候變化等全球環(huán)境因素變化問題，評估糧食作物中砷的食品安全問題，尤其是水稻中砷的吸收問題具有很強(qiáng)的現(xiàn)實意義。

第四，東南亞等全球大米重要產(chǎn)地地質(zhì)背景中砷的普遍釋放作用極大地增加了水稻對砷的吸收，從而增加了人群砷暴露帶來的健康風(fēng)險，不同地區(qū)環(huán)境因素差異會導(dǎo)致大米中砷的含量、形態(tài)、毒性存在差異，并隨著人群飲食結(jié)構(gòu)的差異引發(fā)復(fù)雜的健康地質(zhì)問題。因此，開展地質(zhì)環(huán)境中砷釋放帶來的水稻砷的食品安全和健康問題也將是未來重要的研究方向。

最后，目前砷形態(tài)分析技術(shù)能定性和定量的砷種類還非常有限，這也限制了未來降低植物和人體對砷的吸收及加強(qiáng)食品安全領(lǐng)域的發(fā)展。今后主流的砷形態(tài)分析技術(shù)中需要進(jìn)一步考慮如何改進(jìn)前處理技術(shù)，減少砷在化學(xué)前處理過程中的形態(tài)轉(zhuǎn)化，同時提升LC-ICP-MS技術(shù)分析過程中色譜的分離能力，實現(xiàn)通過XAS技術(shù)更科學(xué)地解譜和擬合，提高原位形態(tài)定性和定量分析的準(zhǔn)確性，提升對ng/g甚至更低級別砷形態(tài)的定性和定量分析技術(shù)水平。