微生物生物能学与生态学调控砷/锑与大量元素耦合的生物地球化学循环

《Environmental Science & Technology》：Microbial Bioenergetics and Ecology Govern the Coupled Biogeochemical Cycling of Arsenic/Antimony and Macronutrients

　　

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### 摘要

砷（As）和锑（Sb）是毒性强类金属元素，其生物地球化学循环通过微生物介导的耦合转化过程受到碳（C）、氮（N）和硫（S）的强烈影响。然而，这些耦合过程的机制基础仍知之甚少。在本综述中，我们综合了当前关于这些互联循环的研究进展，并阐明了其热力学和生态学基础。对氧化还原敏感的As、Sb、C、N和S物种在微生物呼吸链中充当电子供体和电子受体，它们氧化还原半反应的组合促成了耦合循环。我们提出了一个氧化还原阶梯框架，用于界定理论上的电子流动方向和热力学上可行的耦合组合。许多耦合组合已在环境中被观察到——例如，NO??还原为N?与As(III)/Sb(III)氧化相耦合。这些组合的实现还取决于携带关键基因（如aioA和arrA）的微生物。氧化还原阶梯进一步预测了新的耦合过程，例如As(III)/Sb(III)氧化与N?O还原为N?相耦合。我们最后强调了在全球变化情景下建立定量生物地球化学模型的必要性。通过将生物能学原理与微生物生态学相结合，本综述为揭示元素循环之间的联系提供了新的概念框架，加深了我们对As/Sb与主要营养元素耦合的生物地球化学循环机制及其环境意义的理解。

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### 1. 引言

砷（As）和锑（Sb）是环境中广泛分布的毒性强类金属元素。（1, 2）尽管在上部大陆地壳中仅以痕量水平存在（As为5.7 ± 1.2 ppm，Sb为0.75 ± 0.11 ppm），（3）但由于自然过程和人类活动（如采矿、冶炼和燃煤燃烧），大量As和Sb已从岩石圈释放至生物圈。（4, 5）砷化合物是已知的致癌物，可导致皮肤癌、肺癌、膀胱癌和肝癌。（6）锑则会对呼吸系统、胃肠系统和心肌系统造成不良影响。（7）在全球范围内，地质成因的高砷地下水对健康构成威胁，影响9400万至2.2亿人。（1）同时，随着全球产量在2020年达到15.3万吨，锑污染正日益引发关注。（2, 8）As和Sb的共污染现象十分普遍，由于外层轨道相似，这些类金属元素在许多地球化学和毒理学性质上具有共性。（9）早期研究曾试图将As生物转化的知识外推以解释Sb的行为。然而，人们已经鉴定出针对Sb的独特氧化还原酶，且Sb在某些条件下常表现出截然不同的行为。（10）因此，本综述在讨论As和Sb生物地球化学循环与主要营养元素耦合的背景下，概述了二者的共同点与差异。

As/Sb的氧化还原转化主导了其生物地球化学循环。五价形态——砷酸（As(V)）和锑酸（Sb(V)）——在好氧环境中占主导，而三价形态——亚砷酸（As(III)）和亚锑酸（Sb(III)）——则在厌氧条件下为主。（11, 12）As/Sb的赋存形态决定了它们的毒性、生物有效性和环境迁移性。（13）例如，As(V)还原为As(III)会增强As的迁移性和毒性，将As从矿物表面释放到水体中，从而增加对人类健康和生态系统的风险。（14, 15）

微生物通过酶活性在As和Sb的氧化还原转化中发挥着至关重要的作用。砷和锑是氧化还原敏感元素。非生物因素（如光催化活性）和生物因素（如微生物转化）均可轻易改变其氧化态。（12, 16）广泛的微生物种类进化出了多样的生存策略，包括外排、氧化、还原、甲基化和脱甲基化，以应对有毒的As/Sb或获取能量。（17）微生物群落可通过呼吸型异养还原酶arrAB编码的砷酸还原酶（18）实现异养非溶解性As(V)还原，以及通过砷酸氧化酶aioAB编码的自养型As(III)氧化（19）来驱动As循环。此外，广泛存在的ars操纵子赋予微生物抗砷能力。在该操纵子内，arsC编码细胞质砷酸还原酶，催化As(V)还原为As(III)；而arsB编码外排泵，负责将As(III)转运出细胞。（20）由于理化性质的相似性，包括ArrAB、AioAB和ArsM在内的这些酶同样参与Sb底物的生物转化。（21?23）此外，某些酶如Sb(III)氧化酶AnoA和Sb(V)还原酶AnrA对Sb表现出更高的底物亲和力。（24, 25）通过上述酶活性，携带这些功能基因的微生物推动了As和Sb的生物地球化学循环。

过去几十年中，人们对微生物介导的As/Sb生物地球化学循环的认识取得了 rapid 进展，这类循环常被报道与C、N、S循环相耦合。（26?28）这些耦合过程可由非酶反应驱动，如有机质与As/Sb的络合以及通过形成难溶性As/Sb硫化物而沉淀，这些方面已被广泛研究。（29）它们也可能源于驱动生命过程的微生物群落中氧化还原反应的电子流动。（30）为适应恶劣环境，微生物进化出了代谢灵活性，能够利用有毒的As/Sb化合物作为电子受体或供体，同时以C、N、S化合物作为互补组分。（15）因此，这些酶活性导致了具有化学计量关系的互联循环。（27）这些耦合过程使主要营养元素能够调控As/Sb的氧化还原反应，从而强烈影响生态系统中As/Sb的活化及其相关的健康风险。因此，As/Sb生物地球化学循环的驱动因素得到了极大拓展。例如，参与CH?或N?O代谢的微生物可以驱动As/Sb的氧化还原转化，将全球变暖与As/Sb的命运和迁移联系起来。（28, 31）此外，这些耦合过程可能为同时去除类金属和C/N/S相关污染物的工程实践提供机制基础。（32）

尽管在识别耦合As/Sb与C/N/S循环的微生物过程方面取得了快速进展，但现有研究主要集中在单一主要营养元素、孤立栖息地或特定微生物类群和功能基因上（图1和S1支持文本）。（33）该领域仍缺乏一个整合性框架，用于解释As/Sb循环如何与C、N、S的主要生物地球化学循环耦合，包括理论耦合组合、反应序列、微生物类群、功能基因和呼吸途径等方面。对全部耦合组合全谱及其潜在生物能学和生态学机制的全面认识仍待完善。

**图1** As/Sb与主要营养元素耦合循环在不同环境域中的分布情况。（A）报告已确认或部分确认的耦合过程在不同环境域中的发表数量。"Red."和"Ox."分别表示还原和氧化。（B）报告As与主要营养元素耦合循环的证据等级分布。（C）报告Sb与主要营养元素耦合循环的证据等级分布。（D）报告已确认或部分确认的耦合过程在不同国家的发表数量。

在本综述中，我们探讨了As/Sb生物地球化学循环与C、N、S循环耦合的生物能学和生态学基础及其环境意义。首先，我们展示了驱动这些元素循环的生物化学半反应及其生物化学标准氧化还原电位（表1），反映了特定耦合组合的理论可行性。其次，我们重点讨论了已观察到的耦合组合、涉及的关键基因/酶和微生物类群，以及它们对环境命运和迁移的意义。最后，我们总结了当前认识并指出了该领域的未来研究方向，如预测新型耦合过程以及在全球变化情景下建立定量生物地球化学模型。

**表1** 氧化还原电位的计算及相应参考态的定义

| 氧化还原电位 | 方程 | 参考态 |
|---|---|---|
| E?，标准氧化还原电位 | 其中n表示电子数；ΔG?表示标准吉布斯自由能变化；F表示法拉第常数 | 298.15 K（25 °C）；1 bar（100 kPa）；pH = 0；溶解态物种（含H?）活度为1，a = 1；气体逸度 = 1 bar；纯固体/液体活度为1，a = 1 |
| E?′，生物化学标准电位 | 其中m表示质子数，n表示电子数 | 298.15 K（25 °C）；1 bar（100 kPa）；pH = 7；溶解态物种（不含H?）活度为1，a = 1；气体逸度 = 1 bar；纯固体/液体活度为1，a = 1 |
| E′，表观氧化还原电位 | 其中Q表示在特定条件下的反应商 | 特定条件。E′受络合、矿物相互作用、温度、pH及其他参数影响 |

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### 2. 耦合生物地球化学循环的生物能学

#### 2.1 生物能学原理

微生物的生长依赖于由一系列氧化还原反应驱动的产能代谢，这些反应通过由多种膜结合呼吸酶组成的模块化呼吸链来实现。（34, 35）在呼吸链（又称电子传递链，ETC）中，多种化学底物（如烟酰胺腺嘌呤二核苷酸（NADH）、甲酸盐和硫化物）作为电子供体，而氧气和硝酸盐等小分子无机物作为电子受体。（36）通过电子传递反应，呼吸链将自由能转化为质子动力或钠动力。（37）这种离子动力驱动腺苷二磷酸（ADP）和无机磷酸合成腺苷三磷酸（ATP），从而实现能量储存。（38）细菌、真菌和古菌在呼吸链中的底物利用上表现出极大的灵活性，使它们能够适应复杂的环境条件。（39）因此，它们的电子供体和受体具有极大的多样性，从主要营养元素（如硝酸盐、硫酸盐和有机分子）到在某些情况下的痕量元素如As(III)、As(V)、Sb(III)和Sb(V)不等。（40）

标准氧化还原电位E?在标准态条件下定义，如表1详述（例如298.15 K，1 bar，pH = 0）。生物化学标准电位E?′表示在pH 7下的电位，同时保留其他标准态假设，为在生物学和环境相关条件下比较不同耦合组合热力学可行性提供了基准。E′表示在特定条件下的表观氧化还原电位，其中pH、温度和化合物活度可能由于络合、矿物相互作用及其他生物学/环境因素而显著偏离标准态值。此外，特定化合物的化学赋存形态也会影响氧化还原电位。本工作中，所有半反应均以近中性pH下的主要水溶液态物种书写。例如，无机碳以HCO??而非CO?(g)表示。微生物基于热力学驱动力、其代谢谱和底物可获得性来选择氧化还原对。电子供体与受体之间的氧化还原跨度越大，对微生物代谢而言热力学上越有利。（41）例如，NADH/NAD?（E?′ = ?320 mV）和O?/H?O（E?′ = +815 mV）氧化还原对产生的热力学驱动力超过1 eV，对应的吉布斯自由能变化约为?96 kJ mol?1。（34）这构成了一个突出的电子供体-受体对，能够在膜上泵送多达五个质子。（34）在厌氧甲烷氧化（AOM）的情况下，该过程通常被认为是硫酸盐依赖性的（ΔG = ?14 kJ mol?1）。然而，Beal等人证明MnO?可作为替代电子受体，以更大的氧化还原跨度驱动AOM（ΔG = ?556 kJ mol?1）。（42）

矿物，特别是铁和锰矿物，可通过热力学和动力学机制影响As/Sb生物地球化学循环。从热力学角度来看，许多矿物是氧化还原活性相，可作为电子受体或供体直接氧化或还原As/Sb物种。

这些矿物氧化还原电对可能与碳、氮和硫的氧化还原电对竞争，从而驱动砷/锑的非生物转化。例如，软锰矿的氧化还原电对 MnO2/Mn2+（E0′ = 461 mV）在理论上可与 HAsO42–/As(OH)3 或 Sb(OH)6–/Sb(OH)3 氧化还原电对耦合，产生超过 300 mV 的氧化还原跨度（表S1）。这表明软锰矿在热力学上有利于氧化 As(III) 或 Sb(III)。相比之下，赤铁矿的氧化还原电对 α-FeOOH/Fe2+（?277 mV）不利于氧化 As(III)/Sb(III)。这一预测与以往报道一致：软锰矿能快速将 As(III) 氧化为 As(V)，而赤铁矿则无明显氧化作用。(43) 锰氧化物氧化 Sb(III) 为 Sb(V) 也已被证实，氧化速率顺序为 MnO2 > γ-MnOOH > Mn3O4。(44)

此外，许多矿物可作为砷/锑的吸附剂，从而降低砷/锑物种的活性。相反，含砷/锑矿物的溶解可释放砷/锑并提高其活性，通过改变反应商来改变 E′（表1）。例如，Fe(III) 水(氢)氧化物是砷的强天然吸附剂，其还原溶解可迁移砷，导致全球范围内地下水系统中地质源性砷富集。(45, 46) 该过程提高了砷的活性，可能促进后续的氧化还原转化。(47)

矿物和天然有机质也可从动力学角度影响氧化还原阶梯框架。首先，矿物和腐殖质可能作为电子穿梭体，促进砷/锑与碳/氮/硫物种之间的电子传递。其次，矿物表面可充当催化界面。特别是，在阳光照射下，光催化活性可能降低能垒，促进非生物氧化/还原反应。例如，据报道生物炭和腐殖酸通过其电子穿梭能力促进稻田土壤中乳酸依赖的 As(V) 还原。(48, 49) 在黄铁矿（FeS2）表面上，由 ≡FeII 诱导的羟基自由基和过氧化氢可大大加速阳光照射下 Sb(III) 到 Sb(V) 的氧化，反应速率比黑暗条件下提高 4.3 倍。(50) 在活性 Fe(II) 物种的氧合过程中，可产生单线态氧，促进 Sb(III) 氧化为 Sb(V)。(51)

**2.2. 砷/锑与氮/硫/碳之间的理论耦合组合**

尽管砷和锑具有高度毒性且不为任何已知生物系统所需，但已有广泛报道表明它们可作为电子供体或电子受体用于能量保存。(10, 17) 1994年，首次发现了能够进行异化 As(V) 还原并利用其获得能量生长的细菌菌株。(52) 在过去三十年中，催化砷酸呼吸还原的酶（ArrAB，属于二甲基砜还原酶家族的钼酶成员）已被鉴定并完成结构表征。(18, 53) 在异养呼吸链中，As(V) 作为厌氧呼吸过程中的末端电子受体，有机底物则作为电子供体（图2A和图3A）。(54) 与经典的复合体III不同，一个四血红素c型细胞色素 CymA 被用来将电子从甲萘醌传递给 ArrAB。(55) 类似地，在加利福尼亚州莫诺湖沉积物的分离株中观察到异化锑(V)呼吸，该菌株以 Sb(V) 为末端电子受体，生成三氧化锑微晶形式的 Sb(III)。(56) 负责该过程的锑酸呼吸还原酶已被鉴定为 ArrAB，表明砷和锑共享呼吸途径（图3B）。(21)

**图2** 微生物呼吸链的示意图。(A) 利用 As(V) 作为末端电子受体的呼吸链示例，有机碳或硫化物作为电子供体。(B) 利用 As(III) 作为末端电子供体的呼吸链示例，氧气或亚硝酸盐作为末端电子受体。Q，醌或甲萘醌；QH2，醌醇或甲萘醌醇；黑色箭头，化学反应；蓝色箭头，质子传递；红色箭头，电子传递。

**图3** 砷、锑、氮、硫和碳生物地球化学循环中所涉及的氧化还原反应的还原电位及相应催化酶。灰色显示的酶不直接参与微生物呼吸链。（单位：V）

呼吸性有氧亚砷酸盐氧化酶（AioAB）由一个含钼蝶呤鸟嘌呤双核苷酸的大亚基和一个含 Rieske [2Fe–2S] 簇的小亚基组成。(57) 该酶在化能自养细菌中发挥作用，在呼吸链中以 As(III) 作为末端电子供体、氧气作为末端电子受体，从而产生能量（图2B和图3A）。电子传递由细胞色素c介导，将电子从 AioAB 的 Rieske 单元穿梭至复合体IV，其中氧气被还原为水。(58, 59) 此外，一种新的厌氧亚砷酸盐氧化酶（ArxA），同属二甲基砜还原酶家族，也已被鉴定。(60) 最近，AioAB 被证明可充当 Sb(III) 氧化酶，这在多种细菌谱系中被报道为一种解毒途径（图3B）。(22, 61) 此外，在根癌农杆菌中鉴定出一种锑特异性氧化酶 AnoA。(24)

在弱中性 pH 条件下，主要的三价物种为 As(OH)3 和 Sb(OH)3，而主要的五价物种为 As(V) 的 HAsO42– 和 H2AsO4–，以及 Sb(V) 的 Sb(OH)6–（图S1和图S2）。(62?64) HAsO42–/As(OH)3、H2AsO4–/As(OH)3 和 Sb(OH)6–/Sb(OH)3 的 E0′ 值分别为 +0.052 V、+0.044 V 和 +0.121 V（图3）。这些 E0′ 值表明，无机组态砷/锑物种原则上在热力学上有利于被许多氧化剂（如 O2）氧化，也可在呼吸链中被 NADH 等多种还原剂还原。氮循环丰富的化学特性产生多种氧化态从 ?3（NH4+）到 +5（NO3–）的物种。微生物反硝化途径（NO3–→NO2–→NO→N2O→N2）和异化硝酸盐还原途径（NO3–→NO2–→NH4+）由一系列还原反应组成，其中 NO3– 及其中间产物可在呼吸链中作为末端电子受体（替代 O2）(图2B和图3C)。(65) 例如，利用细胞色素c作为电子穿梭体，AioAB 可将 As(III) 的电子传递给亚硝酸盐还原酶（NirK），后者将 NO2– 还原为 NO。(66) 相反，硝化途径（NH4+→NH2OH→NO2–→NO3–）和部分厌氧氨氧化途径（N2H5+→N2）可为呼吸链提供末端电子供体。(65) 尽管固氮途径（N2→NH4+）与呼吸链不直接相关，但它需要呼吸链提供大量能量（16 ATP）。(67)

在微生物异化硫酸盐还原途径（SO42–→SO32–→HS–）、硫代硫酸盐还原途径（S2O32–→HS–）和单质硫还原途径（S0→HS–）中，底物和中间产物可在厌氧呼吸链中作为末端电子受体（图3D）。(68) 相反，还原态硫物种（如 HS–、S2O32– 和 S0）的氧化可作为呼吸链中的末端电子供给过程。(69) 例如，由硫化物/醌氧化还原酶（Sqr）催化的 S2– 氧化为 S0 通过醌池和 CymA 将电子传递给 ArrAB（图2A）。(70)

作为能量和碳源的有机分子具有极大多样性。(71) 例如，葡萄糖通过糖酵解和 TCA 循环的氧化产生 NADH，后者进入呼吸链，支持通过 AioAB 进行的 As(III) 氧化（图2A）。(72) 在本综述中，碳底物被简化为 HCO3–、CH4 和 CH2O（有机）。产甲烷途径（HCO3–→CH4）和甲烷营养途径（CH4→HCO3–）也与呼吸链相关联。(41) 这些过程通过不同机制与微生物能量保存相关联：产甲烷通过古菌 C1 还原途径进行；好氧甲烷营养将电子传递给 O2，厌氧甲烷氧化则与硫酸盐、硝酸盐/亚硝酸盐、Fe(III)、Mn(IV) 或 As(V) 等替代电子受体耦合，在不同微生物联合体中进行。虽然碳固定途径（HCO3–→CH2O（有机））与呼吸链不直接相关，但它需要氧化磷酸化提供大量能量。(73)

砷/锑半反应与大量营养素循环之间耦合的热力学有利性可根据氧化还原跨度（ΔE0′）进行理论预测。较大的 ΔE0′ 值通常意味着微生物能量保存的潜力更大。(74) 在氧化还原阶梯图（图4）中，半反应按 E0′ 从低到高排列，HAsO42–/As(OH)3 和 Sb(OH)6–/Sb(OH)3 电对占据中间位置，表明它们既可被氧化也可被还原，这与广泛的实验证据一致。(10, 19) 当作为末端电子受体时，As(V)/Sb(V) 还原可与具有较低 E0′（mV）的半反应耦合，顺序为 N2/N2H5+（?732）> SO42–/SO32–（?522）> HCO3–/CH2O（有机）（?482）> S/HS–（?269）> HCO3–/CH4（?240）> 2SO42–/S2O32–（?239）> NO/NH2OH（?196）> S2O32–/2HS–（?196）> SO32–/HS–（?115）。相反，当作为末端电子供体时，As(III)/Sb(III) 氧化可与具有较高 E0′ 的半反应耦合，顺序为 N2O/N2（1355）> 2NO/N2O（1172）> NO3–/NO2–（430）> NO3–/NO（402）> NO2–/NO（348）> NO2–/NH4+（340）。需要注意的是，在真实环境中，砷/锑与有机配体的结合会改变其氧化还原电位，可能导致不同的耦合行为。(75, 76) 此外，这些值反映的是热力学可行性，而实际反应动力学取决于微生物酶效率和化学物质可及性等众多其他理化性质。(77, 78)

**图4** 砷、锑、氮、硫、碳、铁和锰循环中半反应的氧化还原阶梯图。箭头显示已观察到的耦合组合及电子流动方向。

**2.3. 砷/锑与氮/硫/碳之间已观察到的耦合组合**

已报道的耦合组合与氧化还原阶梯图的预测高度一致，显示出砷/锑与碳、氮和硫之间高度互联的生物地球化学循环（图1和图4）。在这些研究中，证据强度差异很大。因此，提出了一个证据层级，详见表S2。简言之，先前发表的研究被分为三个证据等级：（1）等级1：确认耦合。砷/锑转化与碳/氮/硫转化直接关联，电子供体与受体之间存在化学计量关系，并支持微生物生长或能量代谢。该等级需要纯培养生长实验、同位素示踪、遗传操作、酶活性测定、DNA-SIP 实验或等效方法的证据。（2）等级2：部分确认耦合。砷/锑转化与碳/氮/硫转化相关。该等级包括报道野外观察或添加底物的微宇宙培养中相关氧化还原转化的研究，无论是否通过宏组学推断代谢潜力。（3）等级3：假设耦合。该耦合在热力学上有利，或推断出代谢潜力，但尚未通过实验证明。氧化还原阶梯图解释了底物作为电子供体和受体的竞争性利用。与 As(III) 和 Sb(III) 氧化耦合的硝酸盐还原已被充分记录，这很可能是由于氮相关电对的较高 E0′ 值。(79, 80) 而对于砷/锑还原，则涉及有机碳氧化、还原态硫物种（即 HS–、S2O32–）和还原态氮物种（即 N2H5+）的氧化。氧化还原阶梯图表明，硝酸盐还原与有机分子氧化耦合时产生的氧化还原跨度大于 As(V)/Sb(V) 还原（图4）。这与大量报道一致，即 NO3– 作为更有利的末端电子受体进行竞争，可抑制微生物 As(V)/Sb(V) 还原。(81, 82) 在菌株 IDSBO-1 中与硝酸盐还原耦合的化能自养生长过程中，As(III) 的厌氧氧化优先于 Sb(III)，这可由较大的氧化还原跨度解释。(83)

此外，这些耦合过程可由多个微生物菌株协同介导，而非单一生物体完成。

在社区层面，通过代谢物的共生交换和种间电子传递，包括直接种间电子传递和电子穿梭，可以实现耦合循环。(84, 85) 例如，湿地中依赖CH4的As(V)还原，据推测是由能够通过电导菌毛进行直接种间电子传递的甲烷氧化菌（Methylobacter和Methylomonas）介导的，它们与As(V)还原菌（Chryseobacterium和Hydrogenophaga）协同作用。(86) 此外，生物炭和腐殖酸等电子穿梭体也被报道能够促进稻田土壤中依赖乳酸的As(V)还原。(48, 49)

**3. 耦合循环的实现：微生物类群、酶与环境意义**

**3.1. 与氮循环的耦合**

**3.1.1. As–N耦合**

硝态盐还原，包括反硝化途径和异化硝酸盐还原途径，与As(III)氧化密切相关，尤其是在无氧条件下（表S3）。在碳、氮、硫相关的氧化还原偶联中，2NO3?/N2和NO3?/NH4?偶联的E0′值分别为747 mV和362 mV，相对较高，但略低于O2/H2O偶联（815 mV）。因此，在无氧条件下NO3?是首选的电子受体。需要注意的是，尽管2NO3?/N2总氧化还原偶联在热力学上高度有利，但NO3?/NO2?氧化还原偶联的E0′值为430 mV，较为温和（图4）。此外，生态因素也会影响完整途径是否能够进行。例如，最后一步——由高度对O2敏感且分布较广的铜依赖性一氧化氮还原酶（NosZ）催化的N2O还原为N2——可能成为限速步骤。(87) 此外，鉴于具有反硝化和异化硝酸盐还原能力的微生物分布广泛，在天然水体(88)、土壤(79)以及污水处理系统（WWTPs）(89)等人工系统中，将氮物种用作终末电子受体是有利的。据报道，在淹没的稻田土壤中，尽管处于无氧条件，As(V)仍可占孔隙水中总可溶砷的显著比例（通常范围为10%至30%）。(90) 这可能是由于厌氧As(III)氧化菌利用NO3?而非O2进行呼吸，从而将As(III)氧化所致。(91)

迄今为止，已从各种生态系统中鉴定出多种能够依赖硝酸盐进行As(III)氧化的微生物（表S3和图1）。例如，从稻田土壤分离出的Acidovorax ST3已被证明能够通过aioA基因氧化As(III)，并利用NO3?作为终末电子受体。(92) Azoarcus DAO1和Sinorhizobium DAO10展示了反硝化能力，其中As(III)的氧化与NO3?的还原在化学计量上耦合。(93) 包括Paracoccus niistensis SY8在内的Paracoccus属物种被鉴定为有氧和厌氧条件下关键的硝酸盐依赖性As(III)氧化菌。这些分离菌株携带aioA基因、反硝化途径基因和RuBisCO基因簇。(91) 此外，从加州Mono湖缺氧底水中分离出的嗜盐嗜碱Ectothiorhodospira MLHE-1据报道能够以As(III)为电子供体、硝酸盐为电子受体进行生长。(88)

不依赖于培养的，包括宏基因组和宏转录组测序在内的高通量方法，特别是与微宇宙培养实验和/或DNA-SIP相结合时，极大地扩展了我们对参与硝酸盐依赖性As(III)氧化的微生物多样性的认识。介导N–As/Sb耦合的微生物表现出广泛的系统发育多样性，主要分布在α、β和γ变形菌门内。在淹水稻田土壤微宇宙中，硝酸盐添加显著加速了厌氧As(III)氧化，宏基因组分析显示Azoarcus sp.携带aioAB基因和完整的反硝化基因集（如napA、nirK和nosZ），凸显了其在介导As(III)氧化与硝酸盐还原耦合中的重要作用。(94) 在砷污染土壤培养中，As(III)氧化发生在添加了硝酸盐的处理组中，而没有添加硝酸盐时氧化几乎可以忽略不计。使用13C标记的NaHCO3进行DNA-SIP进一步显示了依赖于这种耦合过程的自养生长。通过DNA-SIP重DNA分数的宏基因组测序，鉴定出包括Azoarcus、Rhodanobacter和Pseudomonas在内的广泛类群为硝酸盐依赖性As(III)氧化菌。(95) 使用类似方法，研究人员在污水处理厂生化反应器的活性污泥中鉴定出Thiobacillus为关键的活跃硝酸盐依赖性As(III)氧化类群，其中微生物生长由硝酸盐依赖性As(III)氧化提供支持。(96) 在添加As(III)和硝酸盐的碱性土壤中，鉴定出Acidovorax、Hydrogenophaga和Ramlibacter为携带aioA的潜在硝酸盐依赖性As(III)氧化菌。(97) 这些研究表明，微宇宙培养实验、DNA-SIP和高通量宏基因组/宏转录组测序的整合可以为主题物质实际利用电子供体/受体以及介导耦合过程的关键微生物类群提供更强有力的证据。反硝化途径和异化硝酸盐还原途径，以及子过程产生的中间氮物种，均已被证明可以支持As(III)氧化。例如，As(III)氧化已被证明可与完整反硝化（从NO3?到N2）耦合，这一过程在无砷污染的厌氧污泥和沉积物中被广泛观察到。(98) 相比之下，伯克霍尔德iales目成员被报道在稻田土壤中负责将NO3?还原为NH4?并耦合As(III)氧化，这一过程可减少N2O排放。(99) 遗传学证据表明，敲除nirK（编码亚硝酸盐还原酶）并未抑制硝酸盐依赖性As(III)氧化，表明NO3?还原为NO2?就足以驱动这一过程。(100) NO2?也可以作为As(III)氧化的替代电子受体，其氧化速率与NO3?相当（NO2?为0.32 mg As g?1 VSS min?1，NO3?为0.40）。(101)

与其他具有正E0′值的氮物种不同，N2/N2H5?偶联（构成了厌氧氨氧化的第二步）具有负E0′值（?732 mV），可与As/Sb还原的半反应耦合。NH4?氧化与As(V)还原的耦合已通过使用15N同位素示踪分析的稻田土壤培养实验得到证实。这项基于DNA-SIP的研究鉴定出Halomonas、Pelagibacterium和Chelativorans为携带arrA和联氨合酶基因（hzsB）的关键类群。(27)

在这些氮生物转化途径中，固氮是一种复杂的反应，需要大量的电子和ATP，可以由As(III)氧化提供能量。在砷污染的土壤和沉积物中，Li等人观察到只有当As(III)作为电子供体添加时才发生生物固氮。使用15N2-DNA稳定同位素探测，他们在重DNA分数中检测到nifH和aioA的富集。宏基因组分析进一步鉴定出Thiobacillus spp.和Anaeromyxobacter spp.为驱动砷依赖性生物固氮的关键类群。(102) 类似地，DNA-SIP证实了矿区尾矿中Serratia spp.通过aioA和nifH基因介导砷依赖性生物固氮。(103)

**3.1.2. Sb–N耦合**

NO3?还原与Sb(III)氧化的耦合在许多微生物中广泛存在。例如，从受污染矿区沉积物分离出的Hydrogenophaga taeniospiralis IDSBO-1，已证明能够通过aioA将Sb(III)氧化为Sb(V)，并利用NO3?作为终末电子受体，以碳酸氢盐为碳源支持自养生长。(83) 类似地，Sinorhizobium sp. GW3已证明能够厌氧生长，以NO3?为电子受体、Sb(III)为电子供体。基因敲除和互补分析进一步证明aioA是介导这一过程的关键基因。(104) 在稻田土壤中，通过DNA-SIP与宏基因组相结合的方法，鉴定出Azoarcus、Azospira和Chelativorans为具有碳固定能力的硝酸盐依赖性Sb(III)氧化菌。(105) 最近，我们鉴定出一种来自未培养Symbiobacteriaceae成员的新型氧化酶，介导硝酸盐依赖性Sb(III)氧化。(33)

与As–N耦合类似，Rhodocyclaceae科和根瘤菌科成员被鉴定为Sb依赖性固氮的关键类群。这一过程通过DNA-SIP结合宏基因组分析得到确认，检测到了Sb(III)氧化、固氮和碳固定所需的关键基因。(106) 在矿区尾矿植物根际中，分离出属于Pseudomonas、Arthrobacter和Sphingomonas的菌株，它们通过aioA和nifH基因将固氮过程与Sb(III)氧化耦合，暗示了它们在植物修复中的潜力。(107)

**3.2. 与硫循环的耦合**

**3.2.1. As–S耦合**

还原性硫物种的氧化是一个产能过程，可为自养微生物的生化活动提供能量，包括As(V)还原菌（表S3）。二十年来已有报道具有将HS?氧化与As(V)还原耦合能力的Desulfobulbaceae菌株。(108) 从加州Mono湖缺氧底水中分离出的Δ-变形菌门菌株MLMS-1，能够通过将HS?氧化为SO42?同时将As(V)还原为As(III)进行化能自养生长。(109) 在矿区尾矿等寡营养生境中，通过DNA-SIP鉴定出Sulfuricella、Ramlibacter和Sulfuritalea为介导S氧化与As(V)还原耦合的关键化能自养菌。(110) 基于宏基因组和培养实验结果，几种异化?酸盐呼吸原核生物被证明能够利用S2?、S0、S2O32?等还原性硫化合物作为唯一电子供体。(111)

另一方面，也报道了S物种的还原与As(III)氧化耦合，但从生物能量学角度来看，这种耦合是不利的。例如，在接近中性pH（7.4–7.8）的膜生物膜反应器中，Desulfovibrio被鉴定为优势属，利用砷酸盐氧化酶（ArxA）和硫酸盐还原酶（Sat、AprAB和DsrAB）介导As(III)氧化与硫酸盐还原的耦合。(112) 根据氧化还原梯度假说，只有E0′值高于As氧化还原偶联的氧化还原偶联在热力学上才是有利的。因此，观察到的过程可能涉及额外的终末电子受体用于As(III)氧化，以及额外的电子供体用于硫酸盐还原。例如，膜生物膜反应器使用含有3.5 g/L乳酸钠（C3H5O3Na）的培养基运行，乳酸钠是硫酸盐还原菌的传统电子供体。

**3.2.2. Sb–S耦合**

Sb(V)还原广泛与还原性硫物种（如S0）的氧化耦合（表S3）。据报道，Desulfurivibrio spp.通过非经典氧化性亚硫酸还原酶（dsr）和arrA或anrA基因，将S2O32?氧化与Sb(V)还原耦合。(113) S0可作为微生物将Sb(V)还原为Sb(III)的电子供体。(82) 通过S0歧化产生的硫化物随后可以通过沉淀为Sb2S3的形式固定Sb(III)，为污水生物反应器中铑的去除提供了有效途径。(114) 然而，NO3?的存在会抑制Sb(V)的还原，因为NO3?比Sb(V)更受偏好的电子受体。(82)

**3.3. 与碳循环的耦合**

**3.3.1. As–C耦合**

呼吸性?酸盐还原的经典电子传递链通常与有机底物的氧化耦合（表S3）。在无氧湿地沉积物中，微生物群落已被证明能够利用乳酸或葡萄糖作为电子供体将As(V)异化还原为As(III)，并通过添加呼吸抑制剂/解偶联剂进一步确认了这种耦合。(81) 需要注意的是，在该研究中NO3?抑制了As(V)还原，因为它作为更有利的电子受体。(81) 其他菌株也被报道能够代谢丁香酸、阿魏酸、苯酚、苯甲酸盐和甲苯等芳香族化合物，并与As(V)还原耦合。(115) 从恒河盆地砷污染含水层分离出的Desulfuromonas sp. WB3能够利用乙酸盐作为电子供体进行As(V)呼吸。(116) 类似地，一项碱性土壤的宏基因组研究鉴定出Deinococcus和Serratia为利用乙酸盐的潜在呼吸性As(V)还原菌。(97)

由携带mcrA基因的古菌介导的厌氧甲烷氧化（AOM）已被证明能够通过arrA与湿地土壤中的As(V)还原耦合，As/C化学计量比为4，与氧化还原反应方程式一致。(28) 这一耦合过程在实验室和田间条件下均得到进一步确认，分别贡献了总砷释放量的80.76%和33.87%。(117) 低分子量的有机酸如乙酸通过抑制与ANME-2d和arrA相关的微生物，强烈抑制AOM与As(V)还原耦合的过程。(118)

在有氧条件下，尽管O2/H2O是首选的电子受体，但也观察到有氧甲烷氧化与As(V)还原之间的相关性，这可能由于间接或多阶段耦合（如种间电子传递）。例如，甲烷氧化已被证明通过一个两阶段过程与As(V)还原耦合，其中有氧甲烷氧化菌首先氧化甲烷，随后由属于Burkholderiaceae的非甲烷氧化细菌进行As(V)还原。在这种共生相互作用中，甲酸盐作为种间电子载体，导致估计76.2%的土壤结合态砷迁移至孔隙水中。(119) 依赖As(V)的CH4氧化对pH变化高度敏感，在pH ≥ 6.5时，I型甲烷氧化菌Methylobacter比II型甲烷氧化菌Methylocystis更为活跃，表明不同的甲烷氧化菌谱系在不同pH条件下驱动这一过程。(120) 通过DNA-SIP结合宏基因组分析，鉴定出Methanobacterium、Methylobacter和?酸盐还原菌（Chryseobacterium和Hydrogenophaga）为湿地中甲烷氧化与As(V)还原耦合的主要属。(86)

**3.3.2.**

Sb–C耦合

乙酸等有机底物常被用作Sb(V)呼吸还原的电子供体。利用Sb污染的矿区样本进行微宇宙培养实验表明，在乙酸作为电子供体的条件下，Sb(V)可被还原为Sb(III)，同位素标记实验中14CO2的产生证实了这一点。(121) 此外，利用乙酸作为电子供体，地杆菌属SVR菌株可将Sb(V)还原为Sb(III)并生成三氧化二锑(Sb2O3)。(122)

由Sb(III)氧化所获得的能量可驱动碳固定这一高度吸能的过程。许多Sb(III)氧化细菌以化能自养方式 functioning，而高浓度的Sb可能富集这些细菌，从而增加碳固定所需基因的丰度。(123) 除丰度增加外，研究表明As或Sb可增加Sulfurimonas中碳固定特异性酶的表达，从而增强其碳固定能力。(124)

3.4 环境意义

3.4.1 As/Sb–常量营养元素耦合循环的环境领域及证据状态

在不同的环境领域中，主导的As/Sb–常量营养元素耦合途径各不相同。如图1A所示，与As–S和As–C耦合相比，As–N耦合是研究最为深入的途径，有超过30项研究被归类为1级和2级证据。这些研究提供了多条证据链，包括利用同位素追踪、DNA-SIP和基因操纵等互补技术进行的纯培养、微宇宙培养和田间观测。(27, 88, 91) 包括NO3?还原为NO2?和NO还原为N2O等子步骤在内的As(III)氧化耦合反硝化过程已在农业土壤和淹水土壤中广泛报道。氮肥施用与厌氧条件的结合为利用氧化态氮物种作为电子受体、As(III)作为电子供体的微生物提供了有利的生态位。(92, 125) 这些耦合过程有助于厌氧条件下As(V)的积累。此外，它们还可能有助于稻田土壤中温室气体N2O的产生，而稻田已被认定为重要的人为N2O来源。(31) 此外，NO3?和As(III)的同时去除已推动了这些耦合过程在工程系统（如膜生物膜反应器）中的众多应用。(32)

尽管As/Sb–S耦合已被广泛报道，但它仍属于新兴研究领域，1级或2级证据相对有限（图1B–C）。现有报道主要与矿区受影响的陆地系统和尾矿相关（图1A）。这些环境通常富含含硫矿物和还原态硫物种，栖息着多样的硫代谢微生物，包括自养型硫氧化细菌。(126) 这些少养系统的特点是有机碳可用性低且有毒类金属浓度高。因此，能够利用As(V)/Sb(V)作为电子受体、还原态硫物种作为电子供体来驱动其碳固定/氮固定的微生物将获得选择性优势。(110, 127) 这些功能微生物可能在尾矿的生物浸出和生态恢复中都发挥关键作用。(128)

以CH2O（有机物）作为电子供体的As(V)/Sb(V)呼吸具有广泛性，因为有机底物在自然环境中无处不在（图1A）。目前这一过程与As(III)氧化耦合反硝化均具有最强的实验支持。相比之下，As–CH4耦合在农业/淹水土壤及地下水/淡水沉积物中尤为显著。稻田土壤和湿地沉积物被认为是CO2和CH4通量的热点区域。(129) CH4氧化耦合As(V)还原可活化As，增加其被作物的吸收，从而提高膳食暴露和健康风险。(14, 130)

需要注意的是，尽管Sb与As共享部分酶途径，包括由AioAB和ArrAB介导的氧化还原转化，(21, 22, 61) 但Sb循环不能被简单地视为As循环的类比。事实上，Sb还表现出独特的酶途径、环境存在形式和地球化学行为。与As相关的耦合相比，Sb相关的耦合研究程度较低（图1）。目前可用的报道主要集中在矿区受影响的陆地系统和尾矿中，这与采矿、冶炼和冶金活动是Sb污染的主要来源这一事实一致。(13) 确实，由于上壳层丰度较低（As为5.7 ± 1.2 ppm，Sb为0.75 ± 0.11 ppm）以及不存在广泛的天然地下水污染，Sb的分布不如As普遍。此外，某些酶如Sb(III)氧化酶AnoA和Sb(V)还原酶AnrA似乎是Sb特异性的，表明Sb可能具有独特的耦合过程。(24, 25) 由于其原子半径较大和电负性较低，Sb在矿物表面表现出不同的吸附亲和力和配位结构，(131) 以及与S的更强亲和力，这会影响其耦合循环。(132) 然而，仍需进一步证据来确定这些Sb特异性途径如何参与耦合过程。在地理分布上，在亚洲，农业和淹水系统是As/Sb–常量营养元素耦合过程的主要热点区域（图1D），这可能是由于水稻稻田区域与受采矿活动影响或高As地下水影响区域的地理重叠所致。(133, 134) 相比之下，来自美国的研究更多地与海洋/海岸/卤碱系统以及地下水/淡水沉积物相关。

3.4.2 构建用于去除As/Sb的工程系统

As(III)对界面的吸附亲和力低于As(V)，因此吸附处理通常与氧化过程相结合。(4, 135) 在工程系统中，已证明厌氧微生物依赖NO3?将As(III)氧化为更易吸附的As(V)是一种有前景的As修复方法。(136, 137) 例如，在装有活性氧化铝的沉积物柱中，添加NO3?表现出增强As吸附的效果。(138) 即使不添加NO3?，连续反硝化生物反应器结合颗粒生物膜也能同时去除土著N和As。(137) 一种整合反硝化厌氧甲烷氧化与自养型As(III)氧化的膜生物膜反应器可实现总氮和As的同时去除，最大去除效率超过95.0%。(32) 此外，在生物电化学系统中实现了阴极NO3?还原和阳极As(III)氧化的同步运行。(139) 由Achromobacter sp.主导的生物电化学反应器处理同时受As(III)和NO3?污染的地下水，实现了最大NO3?还原速率519 g N m?3 d?1和As去除速率90 g As m?3 d?1。(140) 在As–Fe–NO3?富集系统中，不同电子受体的施用和空间分离可提高多种含氧阴离子的顺序去除效率，为工程化As处理提供了高效方法。(141)

对于Sb，Sb(III)和Sb(V)在环境中的相对迁移性更为复杂，高度依赖于pH值和形态。Sb(III)在较宽的pH范围内（包括中性及碱性条件）通常比Sb(V)表现出更强的矿物表面吸附性，而Sb(V)的吸附在酸性pH条件下更为有利。(142, 143) 一方面，报道指出Sb(III)氧化耦合NO3?还原可促进Sb污染的固定化与治理。(104) 另一方面，Sb(V)还原也是Sb去除的一种有前景的方法。微生物Sb(V)还原耦合S0氧化可导致S0歧化和硫化物生成，进而以Sb2S3形式沉淀Sb。(82, 114) 此外，以乙酸为电子供体时，Sb(V)还原菌可通过形成结晶态Sb2O3（如华锑石和锡锑矿）来实现Sb的固定化。(122)

3.4.3 全球变暖与As/Sb循环的相互作用

As/Sb生物地球化学循环可能以两种主要方式与全球变暖相互作用。首先，已有报道指出升高的温度及相关的环境变化会改变这些类金属的氧化还原动力学和迁移性。一项原位研究报告称，升高的温度增加了稻谷中的As浓度，这可能是由于土壤生物地球化学的变化有利于形成还原态As物种所致。(144) 此外，在一项土壤微宇宙培养实验中，依赖CH4的As(V)还原对升温高度敏感。当温度从28°C升高到33°C时，As(III)的生成速率增加了36.1%。(145) 这一现象可能由两种机制解释：首先，升高的温度使微生物群落向参与耦合过程的II型甲烷氧化菌和ANME种群偏移，这些种群可独立或协同参与该过程；其次，温度升高加速了As从土壤矿物表面的释放，从而增加了可还原As(V)的可用性。(146)

其次，微生物介导的As/Sb–C和As/Sb–N耦合在某些条件下也可能反过来影响温室气体排放。CH4是一种强效温室气体，其全球增温潜势高于CO2。(147) 在膜生物膜反应器等工程系统中，CH4已被用作电子供体驱动Sb(V)还原以实现高效的Sb修复。(148) 在自然环境中，特别是富含CH4的湿地中，此类耦合微生物过程可能导致温室气体转化的未被认识途径，并成为被忽视的CH4汇。(86) 作为CH4排放的另一主要来源，稻田土壤在多项田间调查中也显示了CH4–As(V)耦合的证据。(117, 145) 鉴于土壤中As的大量沉积（每年高达26亿吨），这一过程也可能代表一个重要但此前被忽视的全球甲烷汇。(28) 此外，生物信息学分析揭示了此类耦合过程在多样环境中的潜在发生，包括海洋、淡水和温泉沉积物，(28) 暗示其在全球变化中被忽视的角色。依赖N的As(III)氧化过程也已被研究作为缓解As污染和稻田土壤N2O排放的策略。(31) 值得注意的是，N2O是一种强效温室气体，其100年尺度上的全球增温潜势约为CO2的273倍。(149) 因此，As–N耦合过程与全球变暖动态紧密交织。尽管N2O是反硝化途径中的中间产物，且N2O/N2偶联的氧化还原电位为1355 mV，但其还原往往仍是限速子步骤。然而，在工程系统中或经过优化的氮管理下，该过程可以被加速，促使其转化为N2。As(III)氧化耦合异化硝酸盐还原过程没有N2O中间产物，有报道指出这可以降低N2O排放。(99) 此外，氮管理策略已被证明在调节稻田土壤中As迁移性和N2O排放方面起关键作用。(150)

3.4.4 驱动As/Sb与常量营养元素的生物地球化学循环

常量营养元素在通过微生物介导的耦合过程控制As/Sb的命运和输运方面起着关键作用。虽然已有大量研究阐明了C、N和S物种影响As/Sb环境行为的非生物和非酶途径，但生物能量学机制的探索仍然不足。例如，在水体环境中，Sb(III)的迁移性常因与溶解性有机物(DOM)的相互作用而增强。(151) 在天然泥炭系统中，Sb(III)可通过与含氧和巯基官能团的螯合作用与天然有机物结合，构成还原条件下的一种重要封存机制。(152) 如本综述所强调的，微生物呼吸链中涉及的酶促反应将As/Sb与C、N、S的生物地球化学循环联系起来。例如，NO3?的可用性已被确定为调节As转化的关键因素。(98, 153) 据报道，若干Noviherbaspirillum属物种可在厌氧硝酸盐还原条件下将As(III)氧化为As(V)，所产生的As(V)结合到Fe(III)（氢）氧化物上，突显了其在As修复方面的潜力。(154) 同时携带aioA和硝酸盐还原基因的微生物在稻田土壤、(92) 湖泊(88) 和污泥中广泛分布。(98) 除N外，S和C物种也显著改变As/Sb的生物地球化学循环。鉴于C、N、S在环境中丰度远高于As/Sb，若不计入As/Sb与C、N、S常量营养元素循环的耦合，就无法充分理解As/Sb的生物地球化学行为。在自然环境中，来自C、N、S物种的多种电子供体和受体常常共存，导致复杂且相互交织的氧化还原网络。通过宏基因组分析和跨多样环境（如含水层系统和地热泉）的功能-类群网络分析，已鉴定出多种元素的互联生物地球化学过程。(155?157) 事实上，可根据生物能量学原理预测电子供体和受体的先后层次或偏好性。(158) 生物能量学建立了可行耦合反应的热力学前提，而这些耦合的实际实现还取决于功能类群、基因和酶的存在。因此，将生物能量学约束纳入生物地球化学模型可以提高我们的机理理解并增强对As/Sb命运和转化的预测精度。

此外，鉴于砷和锑的广泛分布，它们对碳、氮和硫循环的相互影响值得进一步关注。受自然和人为影响的深海系统可能是砷/锑生物地球化学循环中被忽视的热点。据报道，深海冷泉、热液喷口和热液羽流中含有较高浓度的砷/锑，其特征表现为陡峭的氧化还原梯度、丰富的甲烷和还原态硫物种。在南中国海海马冷泉中，宏基因组学证据表明，携带arrA基因的Desulfobacterota可能介导了甲烷厌氧氧化与砷(V)还原之间的潜在耦合。从海洋热液沉积物中获得的培养物也已被证明能够利用乙酸或乳酸作为电子供体来还原砷(V)。此外，从深海热液喷口分离出的嗜热菌*Deferribacter desulfuricans*被证明能够以砷(V)作为电子受体进行厌氧生长。这些发现表明，缺氧深海环境中栖息着多种能够进行砷营养生长的微生物，这可能将其与氮、硫和碳的生物地球化学循环联系起来。近年来，多金属结核勘探的快速增长使深海采矿成为冶金工业的前沿领域。与深海采矿相关的扰动可能将砷/锑从岩石圈释放到生物圈。这些扰动可能改变砷/锑的形态、微生物群落和氧化还原梯度。本文提出的氧化还原阶梯框架可能有助于预测受扰动深海系统中的耦合途径和微生物群落变化。然而，由于来自深海采矿环境的直接证据仍然稀缺，该框架的应用需要更多的现场观察。

**4. 总结、局限性与未来展望**

砷/锑循环与碳、氮和硫循环的耦合是理解全球元素循环的基础。作为氧化还原敏感的类金属元素，其在中范围的氧化还原电位位于环境氧化还原阶梯上——介于硝酸盐还原和硫氧化等关键氧化还原对之间——其氧化还原转化本身是复杂且高度可变的，在不同环境条件下表现各异。生物能量学原理提供了一个统一的框架，用以阐明这些耦合微生物转化的热力学可行性和机制基础，提供了潜在耦合组合全谱系的概览。这些过程由携带关键基因（如aioA和arrA）的专门功能微生物驱动，这些微生物与生物地球化学循环共同创造并协同进化。推进对此的理解将改善对类金属元素在变化环境条件下命运的预测，为砷/锑去除的工程化生物修复系统提供新策略，并为微量元素在塑造全球循环中的作用提供见解。总体而言，由于环境条件复杂且高度可变，氧化还原阶梯框架在预测野外尺度过程时存在局限性。首先，氧化还原阶梯主要是在生物化学标准状态条件下构建的，因此代表的是热力学基线，而非对原位反应发生的直接预测。在环境基质中，pH值可能从酸性（如pH < 2的酸性热泉）变化到碱性（如pH > 8的碱性盐碱土）。此外，有机配体和矿物表面可以改变耦合过程的热力学和动力学特性。例如，在一个同时含有砷(V)还原菌（*Shewanella* sp. ANA-3）和菱锰矿的系统中，据报道As(III)会在菱锰矿表面非生物氧化为As(V)，而微生物活动随后钝化了活性矿物表面。这个例子凸显了影响该框架的环境条件的复杂性。其次，从动力学角度来看，仅热力学有利并不能确保耦合过程会在环境中进行，因为反应速率受酶效率和表达、底物可及性以及不同微生物群之间的相互作用所制约。

**未被发现的耦合过程**

鉴于微生物的极大多样性和环境条件的复杂性——呼应了经典的智慧"一切都在任何地方，但环境进行选择"——理论上可行的砷/锑与碳/氮/硫之间的氧化还原耦合全谱系都可能被微生物实现。氧化还原阶梯框架突出了许多潜在但尚未报道的组合，为未来探索新型生物地球化学过程提供了有价值的指导。例如，N?O还原为N?与As(III)/Sb(III)氧化的耦合、SO?2?氧化为SO?2?与As(V)/Sb(V)还原的耦合，以及厌氧氨氧化与Sb(V)还原的耦合均未见报道，这些过程在酶学上是可行的，且在热力学上是有利的。与砷循环相比，锑循环仍不清楚，值得进一步研究。特别是，未来研究应整合地球化学、同位素、培养以及多组学方法，以在环境相关条件下验证预测的耦合途径。

**定量地球化学建模**

这些复杂的相互作用强调了需要开发整合生物能量学原理和遗传基础到砷/锑与碳/氮/硫耦合循环中的生物地球化学模型。尽管在砷迁移及其与有机质联系的定量解释方面已取得重大进展，但当前模型仍难以捕捉微生物活动与地球化学动力学之间的错综复杂的相互作用。此外，鉴于这些元素循环内在的相互关联性，将砷/锑纳入全球变化情景的整合框架是至关重要的。

**研究范式的转变**

要理清这些复杂的生物地球化学相互作用，需要新兴的跨学科技术。主要依赖培养依赖分离的传统方法不足以捕捉功能微生物的多样性。DNA-SIP（稳定同位素探针）能够直接将微生物分类群与复杂环境基质中的宏观生物地球化学过程联系起来。宏组学技术的进步可以进一步鉴定活跃的微生物种群及其代谢角色，为微生物碳、氮和硫过程提供关键见解。此外，机器学习和人工智能（AI）正在为从宏组学数据集中预测酶活性开辟新途径。这些技术的整合架起了环境基因组学与生物地球化学循环之间的桥梁。