万屾腾 白 瑜 李 林，2，3 蔡志锋，2，3 侯玲杰，2，3 张彩凤，2，3

1 太原师范学院化学系 晋中 030619

2 山西省腐植酸工程技术研究中心 晋中 030619

3 山西省有机旱作农业肥料工程研究中心 晋中 030619

腐植酸（HA）可用作广谱植物生长调节剂以促进植物生长发育、增强植物抗逆性、提高植物产量和改善植物品质等。此外，HA还具有吸附、络（螯）合、离子交换、胶体等理化性质，可以使土壤疏松，改善土壤理化性质，修复重金属污染土壤等作用，如砷（As）。Mukhopadhyay等[1]研究表明，HA与As（V）的结合物相当稳定。Cormu等[2]研究认为，在pH大于5时，含HA的高岭土吸附As（V）的量大于不含HA的高岭土。Grafe等[3]研究认为，在酸性条件下，HA能降低针铁矿对As（III）的吸附。这些研究结果为减轻土壤活性As（III）和As（V）的含量，降低As（III）和As（V）对作物的生物有效性提供了理论依据。同时，HA类物质均能够促进植物的生长发育和对营养元素的吸收，提高其抗逆性和适应性，改善植物产品品质，增产效果显著[4]。郭云征等[5]报道一种农牧产品有害物质消除剂及其应用，用于消除动植物体内有害物质超标的问题，该消除剂主要成分为HA。

国内外关于土壤As（III）和As（V）污染对植物影响的研究一直是热点。HA能够增加植物的叶绿素含量和强化其光合作用能力，也可以和土壤中重金属离子形成络合物，从而抑制重金属进入植物，进而增加农作物产量。本文通过相关文献搜集，总结As对植物的影响、HA在减轻As对植物毒害方面的作用机理，以期为相关研究领域提供参考。

1 As（III）和As（V）对植物的影响

不同形态的As毒性不同，依毒性大小依次为As（III）＞As（V）＞二甲基砷＞单质As[6，7]。单质As因其难溶解能力而显现出非常低的生理毒性，无机As因其移动性特别强而显现出非常强的生理毒性，其中，As（III）的生理毒性最为强烈，依次约为As（V）和二甲基砷的60和70倍[8]。杨桂娣等[9]的研究表明，As（III）对水稻种子的生理毒性要明显强于As（V）。

1.1 微量As（III）和As（V）对植物的促进作用

As并非植物生长必需的营养元素，但一些研究表明，微量的As（III）、As（V）能有助于植物的生长发育[10～12]。安堃达等[13]试验表明，土壤As（V）浓度在50 mg/kg的情况下有助于西红柿植株的生长，其生物量和产量分别为对照组的1.56倍和1.51倍。郭再华等[14]试验证明，土壤中微量As（V）有助于水稻的生长发育和对磷元素的吸收。赵天宏等[15]试验发现，当环境中低浓度As（III）存在时，水稻本能表现出自我保护作用。

1.2 过量As（III）和As（V）对植物的毒害作用

As（III）和As（V）对植物的毒效应可能是通过影响植物的水分运输和养分吸收，破坏了植物细胞内部的叶绿素，影响其生长发育，导致产量降低，植物产品质量变差。杨桂娣等[9]的研究表明，As（III）和As（V）都可以显著地抑制水稻种子的发芽比例、根系长短和含水比例等关键性指标。常思敏等[16]研究表明，土壤As（V）抑制烤烟的生长发育，降低烤烟产量和品质，从而降低烤烟的经济性和商业价值。刘全吉等[17]研究表明，土壤As（V）含量为200 mg/kg对冬小麦生长发育有显著的抑制作用，使植株高度、地上部分生物量、根系生物量及产量较对照组分别减少17.0%、52.2%、60.6%和46.8%。在水培条件下，As（V）对小麦的生长发育也存在较强的毒性，这是因为As（V）抑制小麦的根系生长和磷元素吸收，从而减弱根系活力和降低生物量[18]。

1.3 As（III）和As（V）对植物毒害的机理

研究表明，As易与胞内巯基生物分子结合[19]，例如As（III）能够和巯基进行配位，其比例约为1∶3，该络合物有相对较大的稳定系数，不易被破坏[20]。As（III）与巯基配位形成络合物后会降低多种生物酶活性，如谷胱甘肽还原酶、谷胱甘肽氧化酵素、硫氧还蛋白还原酶及硫氧还蛋白过氧化物酶，进而导致一系列毒性效应[21]。As（III）和As（V）大多是经较大孔径的通道蛋白进入细胞内，植物生长土壤环境中如有较高含量的As（III）和As（V），会破坏细胞结构并产生较强副作用[22]。无机As（III）和As（V）在进入细胞后通过影响代谢过程对植物造成伤害：（1）氧化损伤，释放较多的活性氧中间体，迫使细胞里面进行过氧化反应，破坏蛋白质、脂类以及核酸等胞内物质，引发脂质过氧化效应，脂质膜的过氧化将会破坏细胞膜的结构和功能，最终引发细胞凋零[23]；（2）抑制二磷酸核酮糖羧化酶、叶绿素的生物合成、光合色素合成以及光合作用；（3）通过解偶联磷酸化抑制ATP合成[23]。

2 HA在减轻As（III）和As（V）对植物毒害方面的作用机理

2.1 HA通过影响氮代谢减轻As（V）对植物的毒害

氨基酸是合成蛋白质的主要原料，也是蛋白质降解的主要产物，是反映氮代谢的主要指标。谷氨酰胺合成酶（GS）等酶类把植物体内的NH4+-N循环同化为谷氨酰胺和谷氨酸后，由谷氨酸-丙酮酸转氨酶（GPT）等转氨酶类转化为其他氨基酸。天冬酰胺酶（ASG）催化天冬酰胺水解生成天冬氨酸和氨，其活性变化一方面反映氮代谢状况，另一方面生成氨多少与植物在逆境条件下遭受氨中毒的程度呈正比。精氨酸是抗氧化性氨基酸，具有良好的清除自由基能力[24]，是生成多胺、一氧化氮和谷氨酸等的前体物质，而多胺、一氧化氮是植物体内重要的信使分子，参与生长发育、抗逆等几乎所有的生理生化过程[25]。

常思敏等[26]在研究As（V）污染土壤中加入HA的小分子组分——黄腐酸（FA），观察烤烟氮代谢及其过程，结果显示，FA可改善烤烟全生育期硝酸还原酶（NR）活性，减弱GS的活性。由此得出As（V）污染土壤中加入FA可改善烤烟NO3--N的同化能力，降低其NH4+-N的同化能力，从而减轻土壤As（V）对烤烟氮同化的毒害；通过考察As（V）污染土壤中施用FA对烤烟氮转化代谢影响表明，除团棵期FA处理稍微刺激As（V）毒害烤烟的谷丙转氨酶（GPT）活性外，FA降低了现蕾以后的GPT活性、全生育期的ASG活性和游离氨基酸的积累，从而减轻了As（V）对烤烟的毒害。根据Newton等[27]对HA使As（V）污染土壤种植烤烟氮转化代谢旺盛的研究结果推断，As（V）污染土壤中施用HA可抑制烤烟因As（V）毒害产生的氮转化衰弱问题，减轻了As（V）对烤烟氮转化方面的毒害。王琦等[28]通过研究HA调节砷酸盐生菜毒性作用表明，应对As（V）胁迫的主要差异表达氨基酸类型为谷氨酸和精氨酸，HA可以上调二者的表达水平，从而缓解高浓度的As（V）对生菜的毒性作用。

2.2 HA通过介导作用减轻As（III）和As（V）对植物的毒害

介导作用，也称为网格蛋白介导的内吞作用，是一种细胞通过质膜向内萌芽（内陷）吸收代谢产物、激素、蛋白质和某些病菌的过程。这个过程形成含有被吸收物质的囊泡，并严格由细胞表面的受体介导。只有受体特异性物质才能通过这个过程进入细胞。研究HA介导作用不仅利于我们科学评估天然有机质的生态调控作用，同时利于我们明晰水环境中污染物的物化归趋。

（1）HA-As（III）-硅藻共存体系的微观界面调节机制。

图 1 HA-As(III)- 硅藻共存体界面作用示意图Fig.1 Schematic diagram of interface action on coexistence system of humic acid, As(Ⅲ) and diatom

研究报道该调节机制如图1[29]所示，HA吸附在植物胞壁外表面构筑一层特殊的保护膜。HA会对细胞膜的电化学特征和离子传输通道产生一定程度的影响，继而改变细胞对重金属的吸收效果。倪燕燕[29]探究了硅藻细胞吸附态HA造成的表面特征的原因。其研究结果表明，HA在硅藻细胞外的吸附作用异常强烈，当HA含量在20 mg/L以下时，该吸附效果匹配线性吸附模型，亨利常数KH约为2.35±0.55×10-8L cell-1。当HA含量在60 mg/L以上时，吸附效果则会达到极限状态。硅藻胞壁的扫描电镜图显示吸附态HA能够遮蔽细胞壁的微孔结构，并构筑胞壁外絮状层进而减弱细胞膜的渗透性能。另外，红外光谱分析显示-COOH是HA与As（III）在硅藻胞壁外层吸附的共同作用基团，吸附态HA占用了As（III）的部分活性吸附位点。由于以上各方面作用的共同存在，HA能够减少As（III）在硅藻胞壁外的吸附。

（2）不同浓度梯度HA的介导作用存在差异。倪燕燕[29]探究了不同HA浓度梯度介导作用下As（III）对硅藻细胞生理毒性的差异性，如果HA含量在20 mg/L以下，As（III）对硅藻细胞的生长发育有一定程度的促进，如果HA含量在40 mg/L以上，As（III）将对硅藻的生长发育表现出显著的阻碍现象。含量在20 mg/L的时候，HA对As（III）的生理毒性影响效率处于最佳状态。HA介导作用存在差异的机制源自于调节了硅藻细胞内的活性氧比例，10 mg/L和20 mg/L的HA介导作用下，经As（III）处理的舟形藻细胞里面活性氧比例依次减少约12.64%和5.95%。该现象的深层次原因可能是，处于低含量As（III）的环境中，HA对细胞生长发育的促进作用可以减弱As（III）的生理毒性，虽然HA单独使用后硅藻细胞的生长发育会有较低程度的促进，它仍可以催化硅藻细胞里面的氧化应激系统。

（3）离子界面的竞争吸附作用对减轻As对植物毒害。

试验结果显示，As（III）和As（V）和其他重金属的生理毒性，源自水生生物吸收周围环境中Na+、Cl-和Ca2+等的阻碍现象，当环境中重金属的含量偏高时，它们会堵塞离子传输路径并提高离子渗出率[30]。文献报道关于HA对Na+、K+和Ca2+的吸收动力学的影响，HA通过提高Na+活性吸收的极限容量来促进Na+跨膜运输，该现象和Glover等[31]的试验结果一致。HA会增加植物细胞中Na+、K+与有关酶的生物活性，还能够促进离子迁移相关酶的生物活性，从而降低As（III）和其他重金属的对植物的毒性。

2.3 HA通过降低土壤As生物有效性减轻As对植物的毒害

HA是一类复杂的有机混合物，其化学结构里面包含有多种有机官能团，比如-COOH、-OH和-NH2等。HA与金属离子的吸附和络合作用直接影响了重金属的毒性。HA通过络合作用抑制重金属迁移，减轻对植物危害。随着HA施用浓度的增加，作物积累的重金属含量随之降低。Saada等[32]研究表明，HA中除含有大量苯环外，还含有大量-COOH等官能团，分子表面呈孔状结构，增加了吸附表面积，同时HA中大量的活性基团为As的吸附提供了更多的吸附位点，从而限制植物对As的吸收。相关研究显示HA能够和As（III）经由配体交换进行分子耦合而产生As-HA络合物，由此减少植物生长环境里面可利用的As（III）含量。Perassi等[33]研究表明，HA在固定As的同时，还会与磷肥形成HA-磷酸盐络合物，络合物既能防止土壤对磷的固定又有利于植物吸收磷，促进植物的生长发育。

土壤组成成分、pH以及外界引入土壤的竞争离子等因素均会影响土壤对As的吸附[34]。其中不同形态的As在土壤中是可以相互转化的，其转化过程与氧化-还原、溶解-沉淀、甲基化-脱甲基以及生物富集等过程密切相关。随pH的增高，土壤对As的吸附量减小，随着Eh（氧化还原电位）值的减小和pH的升高，As的可溶性显著增加。As（III）和As（V）随Eh值改变而相互转化。由于土壤对As的吸附作用，植物吸收的可利用量并不能通过土壤中的总As浓度来反映。相较于总量，土壤中As的存在形态更重要，其决定了As的生物有效性和毒性[35]。在典型环境状况下，As（III）基本上是以HAsO2化合物存在，少量会以存在于土壤或水体，由于HA呈电负性，有研究表明，As能够经由金属桥（例如Fe、Mn）与HA形成As-M-HA三聚络合物[36～38]，从而抑制As对植物的毒害作用。王俊等[39]表明，在添加量≤1% C时FA和HA均可提高交换态As的分配比例，FA能显著促进土壤As由铝型As和铁型As向残渣态As转化，且随用量的增加转化作用增强，而HA的这种作用强度较弱，在HA添加量为5% C时甚至表现出相反的作用。刘利军等[40]研究表明，在高pH土壤条件下，HA可以显著降低溶解性As的含量，当HA用量为10 g/kg土时，可以有效降低As对植物的毒害作用。

研究还发现，HA与重金属间存在复杂的化学平衡，且HA直接或间接地向植物细胞供给有机碳源，刺激植物的生长发育，显示出对重金属生理毒性的缓解功能[41]。

3 结论与讨论

近年来，随着土壤As污染研究的深入，土壤As污染的植物修复逐渐成为研究热点，特别是在减害的栽培措施方面颇有成效。本文主要综述了砷的各种形态对植物的毒害程度，依毒性大小依次为As（III）＞As（V）＞二甲基砷＞单质As；HA在减轻As对植物毒害方面的作用机理，包括影响氮代谢、介导作用、降低土壤As生物有效性的作用机理。目前，虽然已有一些关于HA对As污染植物毒性影响的分子生物学和细胞机制的研究，但仍然需要进一步明确其影响机制。可借助先进的分子生物学手段，从基因与蛋白分子水平精准考察As污染植物毒性作用机制。