水稻和小麥累積鎘和砷的機制與阻控對策

史高玲 周東美 余向陽 婁來清 童非 樊廣萍 劉麗珠 高巖

摘要：? 農(nóng)作物可食用部位累積的鎘和砷是人體攝入鎘和砷的主要來源之一。研究農(nóng)作物對鎘和砷的累積機制，在此基礎(chǔ)上研發(fā)阻控農(nóng)作物對鎘和砷累積的方法和技術(shù)，是保障被污染農(nóng)田的安全利用和農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全的最有效途徑，對解決農(nóng)田鎘、砷污染難題具有重大意義。鑒于水稻和小麥是中國最主要的糧食作物，本文就水稻和小麥對鎘和砷的吸收、積累和轉(zhuǎn)運機制進行了綜述，比較和分析了鎘、砷在土壤-作物系統(tǒng)中遷移、轉(zhuǎn)化過程中的異同點及其相應的阻控對策，并探討了該領(lǐng)域未來的研究方向。

關(guān)鍵詞：? 鎘; 砷; 水稻; 小麥; 吸收; 積累

中圖分類號：? X53??? 文獻標識碼： A??? 文章編號：? 1000-4440（2021）05-1333-11

Mechanisms of cadmium and arsenic accumulation in rice and wheat and related mitigation strategies

SHI Gao-ling 1， ZHOU Dong-mei? 2 ， YU Xiang-yang? 1 ， LOU Lai-qing 3， TONG Fei? 1 ， FAN Guang-ping? 1 ， LIU Li-zhu? 1 ， GAO Yan? 1

（1.Institute of Agricultural Resources and Environment， Jiangsu Academy of Agricultural Sciences， Nanjing 210014， China; 2.School of the Environment， Nanjing University， Nanjing 210023， China; 3.College of Life Sciences， Nanjing Agricultural University， Nanjing 210095， China）

Abstract：? Accumulation of cadmium （Cd） and arsenic （As） in the edible parts of crops is a major source of As and Cd intake by humans. Studying the mechanisms of Cd and As accumulation and developing methods and technology for controlling Cd and As uptake and accumulation in food crops is the most effective way for guaranteeing safe utilization of the contaminated farmland and quality safety of agricultural products， and is of great significance to solve the problems of Cd and As contamination in the farmland. Given that rice and wheat are the most important food crops in our country， in this review， we summarized the mechanisms responsible for Cd and As absorption， accumulation and transportation in rice and wheat plants. Similarities and differences between Cd and As migration and transformation process in soil-crops system and the strategies to mitigate Cd and As accumulation in rice and wheat grains were discussed. The future researches in this field were also prospected.

Key words：? cadmium; arsenic; rice; wheat; absorb; accumulation

隨著農(nóng)業(yè)和工業(yè)的迅速發(fā)展，中國耕地土壤重金屬污染和農(nóng)產(chǎn)品重金屬超標問題日益突出。2014年發(fā)布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》顯示，中國農(nóng)田土壤污染物點位超標率為19.4%，其中鎘（Cd）、汞（Hg）、砷（As）、銅（Cu）、鉛（Pb）、鉻（Cr）、鋅（Zn）和鎳（Ni）的點位超標率分別為7.0%、1.6%、2.7%、2.1%、1.5%、1.1%、0.9%和4.8%? [1] 。因農(nóng)產(chǎn)品、水源重金屬超標導致的人體健康問題時有發(fā)生，包括“鎘大米”、“鎘小麥”、血鉛超標、郴州砷污染等事件。為保障中國農(nóng)田土壤環(huán)境質(zhì)量、農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量和人居環(huán)境安全，國務(wù)院于2016年發(fā)布了《土壤污染防治行動計劃》，其中指出，到2020年和2030年，被污染耕地的安全利用率需分別達到90%左右和95%以上，污染地塊安全利用率則需分別達到90%和95%以上的指標。然而，由于中國農(nóng)田土壤重金屬污染面積較廣、污染元素眾多、土壤結(jié)構(gòu)類型復雜，農(nóng)田土壤污染治理將是一個長期的過程。此外，由于中國地少人多，很多輕度、中度污染農(nóng)田不得不繼續(xù)用于高強度的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)，導致類似“鎘大米”、“鎘小麥”等農(nóng)產(chǎn)品重金屬超標事件頻繁發(fā)生。

在眾多有害元素中，類金屬砷和重金屬鎘因具有污染面積廣、毒性強、向農(nóng)作物轉(zhuǎn)移風險高等特性而受到關(guān)注? [2] 。砷和鎘在美國有毒物質(zhì)與疾病登記署的有害物質(zhì)排名中分別排第一和第七位，均被國際癌癥研究機構(gòu)列為Ⅰ級致癌物? [3] 。攝食農(nóng)產(chǎn)品是人體暴露于鎘和砷的主要途徑之一，多數(shù)國家的部分人群正面臨著此類健康風險? [4-6] 。鎘在人體內(nèi)滯留的半衰期可達30年之久? [7] ，具有累積效應，人體長期暴露于鎘會導致慢性腎臟疾病、骨質(zhì)礦化，增加肺癌、膀胱癌等癌癥患病風險? [8] 。知名的日本“痛痛病”事件，正是因當?shù)鼐用耖L期食用被鎘污染的土壤種植的稻米所引起的。長期暴露于砷會導致人體皮膚、胃、腸道、肝臟、腎臟等出現(xiàn)問題，增加多種癌癥的患病概率? [9] 。人體對鎘和砷的攝入安全閾值可能并不存在，應當盡量減少對鎘和砷的攝入? [10-11] 。因此，本研究基于鎘和砷的污染特性和中國人多地少的國情，分析主要糧食作物（水稻和小麥）對鎘和砷的累積機制，在此基礎(chǔ)上分析阻控作物對鎘和砷累積的方法和技術(shù)，為保障污染農(nóng)田的安全利用和農(nóng)產(chǎn)品的質(zhì)量安全提供參考。

1 稻米和小麥籽粒對鎘、砷的累積

農(nóng)作物對重金屬的積累量與土壤中重金屬的生物有效性、根系對重金屬的吸收效率以及植物體內(nèi)重金屬的轉(zhuǎn)運能力直接相關(guān)。與其他作物（如小麥和玉米）相比，水稻對鎘的吸收能力較強，這也是稻米對鎘具有較高富集能力的一個主要原因? [12] 。目前中國市售大米鎘平均含量為 0.089～ 0.093 ?mg/kg ，其中超過中國規(guī)定的大米鎘含量限量標準（0.2 ?mg/kg ）的比例為8%～10%? [6，13] 。中國南方地區(qū)稻米鎘超標情況尤為嚴峻，稻米鎘超標率在23%左右，部分稻米鎘含量甚至高達4.9 ?mg/kg?? ?[10] 。雖然小麥對鎘的吸收能力較水稻低，但小麥根系對鎘往地上部轉(zhuǎn)運的能力要遠高于水稻，平均是水稻的4倍左右，這使得小麥籽粒同樣對鎘具有較高的積累能力，在一些稻麥輪作區(qū)域，小麥籽粒對鎘的積累量甚至超過稻米? [14-15] 。目前中國黃淮海平原和長江中下游平原兩大主要小麥生產(chǎn)區(qū)小麥籽粒鎘超標率分別為 0.7%和 9.0%? [16] ;江蘇、河南一些鎘污染區(qū)域小麥籽粒鎘超標率通常為100%，部分樣品籽粒鎘含量高達4.3 ?mg/kg?? ?[17-19] 。

稻米不僅對鎘具有較強的富集能力，對砷的積累能力也很強。Williams等? [20] 在全球尺度上收集了多個區(qū)域的土壤、水稻、小麥和大麥樣品，對樣品中的砷含量進行分析后發(fā)現(xiàn)，水稻秸稈和籽粒對土壤中砷的生物富集系數(shù)的平均值分別為0.76和0.04，遠高于小麥（0.018和0.004）和大麥（0.013和0.003）。稻米中總砷含量一般為 0.005～ 0.710 ?mg/kg ，不同地區(qū)所產(chǎn)稻米中總砷含量差異較大，中國市場上銷售的大米中總砷含量為 0.011～ 0.186 ?mg/kg ，平均約為0.085 ?mg/kg?? ?[6] 。種植在污染區(qū)的水稻籽粒中砷含量要明顯高于非污染區(qū)水稻籽粒中的砷含量，湖南某礦區(qū)附近農(nóng)田稻米砷平均含量為0.303 ?mg/kg?? [21] ，重度砷污染區(qū)的稻米砷積累量甚至高達7.500 ?mg/kg?? ?[22] 。稻米中砷的形態(tài)以無機三價砷[As（Ⅲ）]、無機五價砷[As（V）]和有機二甲基砷（DMA）為主，部分區(qū)域的稻米含有少量的一甲基砷（MMA）? [23-24] 。中國市場上大米中砷的形態(tài)主要為無機砷和DMA，其中以無機砷為主，約占砷總含量的69%? [6] ;美國大米中DMA的比例較高，約占砷總含量的58% ?[21] 。雖然小麥籽粒對砷的累積能力要遠低于水稻，但小麥籽粒中砷的形態(tài)為無機砷? [25] ，而無機砷對人體的毒害作用要遠高于DMA? [26-27] 。相關(guān)研究結(jié)果表明，小麥及其制品已成為印度某些區(qū)域居民暴露于無機砷的主要來源? [28] 。

綜上，當水稻和小麥種植于非污染土壤中時，其籽粒中累積的鎘和砷的含量通常較低。然而，當水稻和小麥種植于被砷、鎘污染的土壤中時，其籽粒中砷和鎘的含量會顯著增加。中國市售大米和面粉中砷的超標比例較低，鎘的超標比例則相對高一些。種植于污染區(qū)域的水稻和小麥籽粒對鎘和砷的累積及其對人體的潛在健康風險應受到密切關(guān)注。

2 土壤中鎘、砷的生物有效性

農(nóng)田土壤理化性質(zhì)和一些生物地球化學過程會顯著影響土壤中鎘和砷的生物有效性，進而影響作物根系對鎘和砷的吸收。在眾多影響因素中，土壤氧化還原電位（ Eh ）是影響土壤中鎘、砷化學形態(tài)和溶解度的一個主要因素。通常，土壤氧化還原電位的降低會降低土壤中鎘的生物有效性，但是會增加砷的生物有效性? [29] 。這是因為在淹水階段，土壤氧化還原電位降低，土壤中的硝酸根、鐵錳氧化物和硫酸根（ SO? 2-? 4 ）會相繼被還原， SO? 2- ?4 被還原所形成的S? 2- 能與鎘形成CdS沉淀，從而降低土壤中鎘的生物有效性? [30-31] 。而對于砷，土壤中的鐵氧化物是吸附As（V）的主要物質(zhì)，土壤氧化還原電位降低所導致的鐵氧化物的還原與溶解會將吸附的As（V）釋放到土壤溶液中，增加土壤中砷的有效性，因此，稻田土壤溶液中砷含量變化通常與鐵的變化呈顯著正相關(guān)? [29] ;此外，當土壤處于還原狀態(tài)時，土壤中的As（V）會被還原成As（Ⅲ），而As（Ⅲ）被土壤吸附的能力要低于As（V），這將進一步增加土壤中砷的生物有效性? [32-33] ，這也是水稻對砷吸收能力較高的一個主要原因。

土壤pH是影響土壤中鎘和砷生物有效性的另一重要因素。土壤中含鎘礦物的溶解度會隨著pH的降低而增加，并且土壤pH的降低會增加土壤膠體表面的正電荷數(shù)，降低土壤膠體對鎘的吸附能力，進一步增加土壤中鎘的生物有效性，這是酸性土壤中鎘的生物有效性較高的主要原因? [34] 。根據(jù)測算，在正常pH范圍內(nèi)，土壤pH每下降1個單位，土壤鎘生物有效性平均增加4倍? [2] 。與鎘不同，土壤pH的升高通常會增加土壤中砷的生物有效性? [29， 35] 。這是因為在正常土壤pH范圍內(nèi)，土壤中的五價砷主要以砷酸根的形式存在，而土壤pH的升高會促進 OH? -? 與土壤物質(zhì)（鐵錳氧化物等）配位的砷酸根離子進行交換，增加土壤溶液中砷的濃度，并且 OH? -? 會增加土壤膠體表面的負電荷數(shù)，減少土壤膠體對砷酸根的吸附? [36-38] 。對于As（Ⅲ），在土壤pH小于8的情況下，As（Ⅲ）主要以非解離的H? 3 AsO? 3 的形式存在，這使得土壤pH對As（Ⅲ）的吸附或解吸附影響較小? [39] 。在一些長期淹水的稻田中，pH的升高可能并不會增加土壤中砷的有效性? [40] 。

綜上，通過改變土壤pH和土壤氧化還原電位的方法均可改變土壤中鎘和砷的生物有效性，但是二者的變化會出現(xiàn)相反的趨勢。在稻田常規(guī)管理過程中，排水和淹水會不斷改變土壤的pH和土壤氧化還原電位，導致土壤中砷和鎘的釋放呈現(xiàn)相反的規(guī)律，這可能也是稻米中砷和鎘含量通常呈現(xiàn)負相關(guān)的一個主要原因? [29，41] 。由于土壤中砷含量、鎘含量相反的變化規(guī)律，使得如何同時阻控農(nóng)作物對砷和鎘的累積成為農(nóng)業(yè)環(huán)境領(lǐng)域的一個難點問題。

3 水稻和小麥對砷、鎘的吸收

鎘和砷從土壤中進入植物體內(nèi)，首先要經(jīng)過植物根系的吸收。植物對不同形態(tài)砷的吸收途徑不同，旱地土壤中的砷主要以As（V）的形態(tài)存在，As（V）的化學結(jié)構(gòu)性質(zhì)與磷酸鹽非常相似，植物對As（V）的吸收主要是通過磷酸鹽轉(zhuǎn)運途徑進行，植物根際環(huán)境中磷酸鹽與As（V）的比例會影響植物對As（V）的吸收? [42] 。在水稻上的研究結(jié)果已經(jīng)證實，水稻磷轉(zhuǎn)運蛋白OsPT1、OsPT4和OsPT8均直接參與根系對As（V）的吸收。與對照（野生型）相比，水稻? OsPT1? 和? OsPT4? 突變體對As（V）和磷的吸收量顯著降低，而過表達? OsPT8? 和? OsPT1? 則會大幅度提高水稻對As（V）和磷的吸收量? [43-45] 。雖然As（V）與磷共享磷轉(zhuǎn)運途徑，但是水稻和小麥根系通常對磷具有更高的親和性? [42，45] ，因此很難在不影響磷吸收的前提下通過基因編輯技術(shù)降低作物對As（V）的吸收量。對于小麥來說，雖然目前的一些生理試驗結(jié)果表明小麥對As（V）的吸收可能也是通過磷轉(zhuǎn)運蛋白進行的? [42， 46] ，然而由于普通栽培小麥為異源六倍體，基因組龐大且高度復雜，其功能基因的研究難度要遠高于水稻，到目前為止，小麥根系磷轉(zhuǎn)運蛋白Pht1家族中的哪個或哪幾個磷轉(zhuǎn)運蛋白參與了小麥對砷的吸收仍是未知。

淹水條件下，稻田土壤溶液中砷的形態(tài)以As（Ⅲ）為主，通常占砷總含量的 70%～ 90%，剩下的以As（V）和甲基砷的形態(tài)存在。亞砷酸（H? 3 AsO? 3 ）具有較高的解離常數(shù)（ pK?? a =9.2），在常規(guī)pH （pH< 8.0）條件下，As（Ⅲ）主要以非解離的中性分子的形式存在? [47] 。與As（V）不同，水稻根系對As（Ⅲ）的吸收是通過硅酸轉(zhuǎn)運通道（水通道）進行的? [48] 。Ma等? [49] 報道了1個硅轉(zhuǎn)運蛋白OsNIP2;1（Lsi1）調(diào)控水稻對硅和砷的吸收與積累，Lsi1屬于水通道蛋白家族中的類根瘤素-26主要內(nèi)在蛋白Ⅲ（NIP Ⅲ）亞家族，是一個定位于質(zhì)膜上、具有內(nèi)流轉(zhuǎn)運活性的轉(zhuǎn)運體，主要在根的外皮層和內(nèi)皮層細胞膜的外側(cè)表達，負責將硅酸和三價砷向細胞內(nèi)運輸。隨后，Ma等? [50] 又報道了一個水稻硅轉(zhuǎn)運相關(guān)基因 ?Lsi2? ，與硅轉(zhuǎn)運蛋白Lsi1的功能完全不同，Lsi2是一個硅外排轉(zhuǎn)運蛋白，主要在根的外皮層和內(nèi)皮層細胞膜的內(nèi)側(cè)表達，負責將細胞內(nèi)的硅和As（Ⅲ）往中柱方向的質(zhì)外體輸送，進而進入木質(zhì)部? [48] 。因此，As（Ⅲ）可借助硅的吸收轉(zhuǎn)運蛋白Lsi1和Lsi2進入根系。然而，與野生型相比，? Lsi1? 突變體對水稻籽粒砷含量的影響較小? [48] 。這可能與Lsi1的雙向功能（吸收功能和外排功能）有關(guān)，Zhao等? [51] 發(fā)現(xiàn)Lsi1也是水稻根系將As（Ⅲ）外排至外界環(huán)境的一個轉(zhuǎn)運蛋白，不過Lsi1對As（Ⅲ）外排的貢獻率只有 15%～ 20%。因此，? Lsi1? 突變體一方面會降低水稻根系對As（Ⅲ）的吸收，另一方面也會降低水稻根系對As（Ⅲ）的外排，最終是增加還是降低植物體內(nèi)砷的含量可能取決于根系環(huán)境中As（V）和As（Ⅲ）的比例。與Lsi1相比，Lsi2對水稻秸稈和籽粒砷累積的作用要更為顯著? [48] ，說明砷往木質(zhì)部的運輸是影響地上部砷累積的一個關(guān)鍵過程。稻米之所以對砷的累積能力強，一方面是因為稻田的淹水還原條件導致土壤中As（Ⅲ）活化，另一方面是因為水稻是喜硅植物，根系擁有發(fā)達的Si/As（Ⅲ）吸收系統(tǒng)? [47] 。

甲基砷也是稻米中較為常見的一種砷形態(tài)。研究結(jié)果表明，植物自身是不具備砷甲基化功能的，植物體內(nèi)的甲基砷主要來自于土壤或環(huán)境中微生物的甲基化作用? [52] 。與無機砷相比，植物對甲基砷的吸收速率較低，但是甲基砷在植物體內(nèi)的遷移效率卻遠大于無機砷? [53-54] 。由于DMA和MMA的 pK?? a 較低（分別為4.2和6.1），土壤中的DMA和MMA通常以解離和非解離的形式共存于土壤溶液中? [55] 。目前已知水稻對非解離DMA和MMA的吸收是通過硅轉(zhuǎn)運蛋白Lsi1進行的，而Lsi2轉(zhuǎn)運蛋白則不參與甲基砷的吸收和運輸，水稻對解離的甲基砷的吸收機制尚不明確? [55] 。

目前普遍認為，鎘是借助Mn、Zn、Fe、Ca等元素的轉(zhuǎn)運體或通道進入根系細胞的? [56-57] 。在水稻中，調(diào)控Mn、Fe吸收的? OsNramp5? （抗性巨噬細胞蛋白）基因參與水稻對鎘的吸收? [58-59] 。水稻Nramp5轉(zhuǎn)運蛋白主要位于根外皮層和內(nèi)皮層細胞質(zhì)膜上，并且呈外側(cè)極性分布。降低? OsNramp5? 的表達量能顯著降低水稻對Mn和Cd的吸收量，進而降低水稻秸稈和籽粒中Mn和Cd的含量? [58-59] 。近期的研究結(jié)果表明，小麥根系 ?TaNramp5? 基因也會受到外源鎘處理的誘導表達? [60] ，酵母中異源表達 ?TaNramp5? 會增加酵母對鎘的敏感性以及對鎘的吸收量? [12] ，表明 ?TaNramp5? 可能也參與調(diào)控小麥根系對鎘的吸收。與小麥相比，? Nramp5? 基因在水稻中具有更高的表達水平，并且OsNramp5轉(zhuǎn)運蛋白對鎘的運輸能力更強，這也是水稻Cd吸收能力較高的一個主要原因? [12] 。Yan等? [61] 在水稻第3號染色體上鑒定到1個新的鎘吸收轉(zhuǎn)運蛋白OsCd1，該蛋白質(zhì)屬于主要協(xié)助轉(zhuǎn)運蛋白超家族（Major facilitator superfamily，MFS）。OsCd1主要在水稻根的細胞質(zhì)膜上表達，通過調(diào)控根系對鎘的吸收而影響籽粒中鎘的積累，敲除該基因可顯著降低水稻對鎘的吸收效率。此外，鋅鐵轉(zhuǎn)運蛋白（ZIP）家族中的一些鋅轉(zhuǎn)運蛋白在水稻鎘吸收過程中也扮演著重要的角色。存在于水稻第5號染色體上的2個串聯(lián)基因? OsZIP5和OsZIP9? 被發(fā)現(xiàn)具有協(xié)同調(diào)控水稻根系對鎘和鋅吸收的能力，? oszip5oszip9? 雙突變體植株對鎘和鋅的吸收效率要顯著低于野生型植株? [62] ; ?OsZIP1? 也被證明具有調(diào)控水稻根系對鎘吸收的作用，與OsZIP9的功能不同，OsZIP1是1個重金屬外排轉(zhuǎn)運蛋白，主要負責將植物根系細胞中累積過多的鋅和鎘外排至外界環(huán)境，通過降低重金屬在植物體內(nèi)的積累量而降低重金屬對植物的毒害? [63] 。其他一些轉(zhuǎn)運蛋白如OsIRT1、OsIRT2和OsNramp1等也參與水稻根系對鎘的吸收，但這些轉(zhuǎn)運蛋白對水稻鎘吸收的貢獻要低于OsNramp5? [59] 。

4 水稻和小麥對砷、鎘的轉(zhuǎn)運

4.1 木質(zhì)部的裝載與運輸

由木質(zhì)部介導的砷、鎘從根系向地上部的轉(zhuǎn)運是決定水稻、小麥莖稈和籽粒中砷、鎘含量的一個關(guān)鍵過程。砷、鎘經(jīng)根系吸收進入植物體內(nèi)后，會橫向運輸至木質(zhì)部，這一過程受根系細胞液泡區(qū)室化的限制。As（V）被植物根系吸收后，超過90%以上的As（V）會在砷酸還原酶（? HAC1? ）的作用下被快速地還原成As（Ⅲ），大量的As（Ⅲ）（約占吸收總量的 60%～ 80%）會被排到根外環(huán)境? [64-66] 。剩余的As（Ⅲ）有很大一部分會在根系與植物螯合肽（PCs）結(jié)合形成As（Ⅲ）-PCs絡(luò)合物，進而在ABCC轉(zhuǎn)運蛋白的作用下被運輸進入液泡中儲存，已知OsABCC1是水稻液泡膜上運輸PCs或As（Ⅲ）-PCs的轉(zhuǎn)運體? [67] 。As（Ⅲ）-PCs結(jié)合物在液泡中的儲存不僅可以降低砷對植物的毒害，還可以在一定程度上降低砷在植物體內(nèi)的移動性，減少砷往木質(zhì)部的裝載，從而降低砷往地上部的運輸? [68-69] 。雖然外排和液泡區(qū)隔化將大量的砷限制在了植物的根系或根外，但仍有一部分砷會進入木質(zhì)部，被運往地上部。已知水通道蛋白是負責As（Ⅲ）進出木質(zhì)部的主要轉(zhuǎn)運蛋白，其中OsLsi2主要負責將砷從根系外皮層和內(nèi)皮層運輸進入木質(zhì)部，增加砷往地上部的轉(zhuǎn)運量? [48] ，而過量表達水通道蛋白OsNIP1;1和OsNIP3;3則會降低砷向木質(zhì)部的裝載? [70] 。此外，Tang等? [71] 在水稻中的研究發(fā)現(xiàn)，OsABCC7轉(zhuǎn)運蛋白可以將As（Ⅲ）-PCs運輸至木質(zhì)部，促進砷從根系往地上部的轉(zhuǎn)運。與OsLsi2相比，OsABCC7對促進砷向木質(zhì)部運輸?shù)呢暙I較小，因為木質(zhì)部汁液中的砷以游離的As（Ⅲ）為主。

PCs不僅能與砷螯合，還可以在擬南芥中與鎘形成Cd-PCs復合物，進而被ABCC1/2轉(zhuǎn)運蛋白運輸至液泡中儲存。然而，類似的轉(zhuǎn)運過程在水稻中還未見報道。在水稻中，1個編碼P? 1B -ATPase轉(zhuǎn)運蛋白的基因? OsHMA3? 具有調(diào)控鎘往液泡運輸?shù)墓δ埽? OsHMA3? 在液泡膜上表達，將根細胞中的鎘從細胞質(zhì)運輸進液泡，從而降低鎘往地上部的轉(zhuǎn)運量? [72-73] 。雖然 ?OsHMA3? 在水稻鎘轉(zhuǎn)運中起著非常關(guān)鍵的作用，但在小麥中，TaHMA3轉(zhuǎn)運體可能喪失了將鎘運往液泡的能力，這也是導致小麥根系對鎘往地上部轉(zhuǎn)運能力較高的一個主要原因? [74] 。OsHMA3、OsHMA2和OsZIP7被證明具有轉(zhuǎn)運鎘的能力，與OsHMA3不同的是，OsHMA2和OsZIP7主要定位于質(zhì)膜，負責鎘向木質(zhì)部的裝載，降低? OsHMA2? 或? OsZIP7? 的表達量會顯著降低水稻地上部鎘的含量? [75-76] 。此外，Luo等? [77] 在水稻中發(fā)現(xiàn)了另一個新的重要蛋白質(zhì)CAL1，調(diào)控鎘向木質(zhì)部的裝載運輸，? CAL1? 基因主要在根、葉鞘表達，在根中，? CAL1? 主要在外皮層和木質(zhì)部薄壁細胞中表達。CAL1蛋白可以在細胞質(zhì)中與鎘結(jié)合形成復合物并將鎘排到細胞外，從而達到降低細胞中鎘濃度、驅(qū)動鎘通過木質(zhì)部往地上部運輸?shù)哪康?。值得一提的是，該項研究結(jié)果表明，CAL1并不影響水稻籽粒中鎘的含量，只增加水稻莖稈和葉片中的鎘含量。因此，CAL1在培育修復型水稻品種中具有較高的實際應用價值。

4.2 韌皮部介導的砷、鎘的轉(zhuǎn)運

韌皮部運輸是決定水稻和小麥籽粒砷、鎘含量的另一重要環(huán)節(jié)。砷、鎘經(jīng)植物根系吸收轉(zhuǎn)運至地上部后，大量的砷、鎘會在莖節(jié)處由木質(zhì)部運輸至韌皮部，進而由韌皮部向上重新分配和運輸，最終進入籽粒。因此，莖節(jié)是木質(zhì)部中砷、鎘向韌皮部轉(zhuǎn)運的重要組織，并且在砷、鎘往上分配的過程中起著重要作用? [54，78-80] 。在水稻中，一些在莖節(jié)上表達并能介導韌皮部鎘轉(zhuǎn)運的蛋白質(zhì)編碼基因也相繼被報道。Uraguchi等? [79] 在水稻中發(fā)現(xiàn)了1個鎘轉(zhuǎn)運相關(guān)的基因? OsLCT1? ，該基因編碼鎘外排蛋白，為小麥低親和性陽離子轉(zhuǎn)運蛋白（Low-affinity cation transport， LCT）同系物，在水稻的生殖生長期，該基因大量表達在水稻莖節(jié)和葉片中，參與調(diào)控鎘向水稻韌皮部的裝載和運輸。通過RNA干擾技術(shù)降低? OsLCT1? 的表達量不影響木質(zhì)部介導的鎘的運輸，但是會顯著抑制韌皮部途徑鎘的運輸，最終使水稻籽粒鎘含量降低50%。? OsHMA2? 也被發(fā)現(xiàn)參與調(diào)控鎘從木質(zhì)部向韌皮部的運輸，雖然? OsHMA2? 基因主要在水稻根系中表達，但是在生殖生長期，? OsHMA2? 在水稻莖節(jié)中具有較高的表達量? [81] 。在莖節(jié)中，OsHMA2定位于擴大和擴散維管束的木質(zhì)部導管伴胞和韌皮部薄壁細胞上，主要負責將Cd和Zn運往韌皮部? [81-82] 。與OsHMA2的作用機制相似，OsZIP3也主要定位于水稻莖節(jié)上的擴大維管束，負責將木質(zhì)部中的鋅和鎘卸載，促進其往韌皮部的運輸? [83-84] 。而OsZIP7不僅參與調(diào)控鎘從根系往地上部的運輸，其在莖節(jié)上還參與調(diào)控鎘從木質(zhì)部往韌皮部的運輸，可能與OsHMA2和OsZIP7具有協(xié)同作用? [76] 。與木質(zhì)部轉(zhuǎn)運相比，韌皮部介導的砷的轉(zhuǎn)運研究還很欠缺。Duan等? [85] 在擬南芥中的研究中發(fā)現(xiàn)，肌醇通道AtINT2和AtINT4是植物韌皮部裝載砷的主要通道。然而，類似的功能基因在水稻和小麥上還未見報道。

5 阻控水稻和小麥對砷、鎘積累的措施

大量研究結(jié)果表明，水稻和小麥籽粒對砷、鎘的累積存在較大的基因型差異。Duan等? [41] 比較了471份高產(chǎn)水稻在不同環(huán)境下籽粒中砷、鎘含量的差異，發(fā)現(xiàn)水稻籽粒砷含量在這471份水稻品種間的差異為 2.5～ 4.0倍，籽粒鎘含量在不同水稻品種間的差異為 10～ 32倍。Liu等? [86] 對黃淮海麥區(qū)的72份主栽小麥品種鎘積累能力進行了比較，發(fā)現(xiàn)供試的72份小麥籽粒鎘含量差異為 2.6～ 3.1倍。因此，通過大量的種質(zhì)資源篩選可以獲得一些低砷、低鎘積累品種，種植低砷、低鎘積累品種也是利用中輕度污染農(nóng)田的一種安全、綠色、經(jīng)濟有效的方法。然而，不同水稻品種籽粒砷和鎘的含量通常存在顯著的負相關(guān)性，很難篩選到同時對砷和鎘具有低積累特性的水稻品種? [41] 。Duan等? [41] 的研究結(jié)果表明，不同水稻品種籽粒鎘、砷含量與水稻抽穗期顯著相關(guān)，抽穗期早的水稻品種籽粒鎘含量較低，而抽穗期晚的水稻品種籽粒砷含量通常較低。這可能與水稻的栽培管理相關(guān)，通常水稻在灌漿后期都會進行排水曬田，而同一區(qū)域通常是統(tǒng)一排水，因此抽穗期早的品種會有更多的灌漿過程是在淹水條件下進行的，這會導致稻米在灌漿期積累較少的鎘，但是會積累較多的砷，而抽穗期較晚的品種則會積累較少的砷和較多的鎘。與水稻不同，小麥通常為旱作，小麥籽粒中砷和鎘的含量無顯著相關(guān)性，從豐富的小麥種質(zhì)資源中篩選出一些同時低積累砷、鎘的小麥品種是可行的? [87] 。

通過稻田水分管理調(diào)控土壤氧化還原電位以及通過施用石灰等措施調(diào)控土壤pH的方式均可改變土壤中鎘和砷的生物有效性，可以有效控制水稻和小麥籽粒對鎘和砷的積累。與長期淹水相比，旱作、干濕交替方式均可降低稻田土壤中砷的生物有效性，減少水稻對砷的吸收，但是會增加土壤中鎘的生物有效性? [29，88] 。在酸性土壤中，施用石灰和生物炭均能有效降低鎘的生物有效性，但是存在增加砷的生物有效性的風險? [89-92] 。

水稻對鎘的吸收主要是通過Mn、Zn等轉(zhuǎn)運體，利用Mn、Zn與Cd的拮抗原理，調(diào)節(jié)土壤中Mn與Cd以及Zn與Cd的比例被認為是減少水稻對Cd吸收的有效方式，但是不同土壤的Mn與Cd和Zn與Cd的比例存在差異，具體效果還需大田試驗進一步驗證? [93-95] 。硅是水稻的重要養(yǎng)分，三價砷主要是通過硅酸鹽吸收途徑進入植物體內(nèi)，利用硅與砷的競爭機制，施用硅肥也許可以有效抑制水稻對砷的吸收，并且這一猜想已經(jīng)在盆栽試驗中獲得證實? [96] 。然而雖然硅肥一方面會與砷在吸收過程中存在競爭抑制的關(guān)系，但是另一方面常規(guī)的硅肥施用也會增加土壤中砷的生物有效性，因此，硅肥在大田中的應用還需進一步的田間試驗驗證，具體效果可能與土壤pH和土壤本身硅的濃度相關(guān)。硫是巰基和雙硫鍵的重要組成元素，增加作物對硫的吸收可以促進作物體內(nèi)谷胱甘肽（GSH）和PCs的合成，從而降低砷和鎘往農(nóng)作物可食用部位的轉(zhuǎn)移，降低水稻和小麥籽粒中砷和鎘的含量? [97-98] 。

葉面施肥技術(shù)因具有操作簡單、利用率高、成本低等優(yōu)點而在近年來被廣泛運用于重金屬污染農(nóng)田安全生產(chǎn)中。利用硅與砷的共轉(zhuǎn)運特性，葉面噴施硅肥可以抑制Si/As吸收轉(zhuǎn)運蛋白的表達，降低作物對砷的吸收;此外，Si與As（Ⅲ）在植物體內(nèi)的轉(zhuǎn)運具有競爭關(guān)系，葉面噴施硅肥可以降低砷從水稻根系、秸稈向籽粒轉(zhuǎn)運? [99] 。與硅和砷的竟爭原理相似，葉面噴施鋅肥可以抑制作物對鎘的吸收與轉(zhuǎn)運，降低可食部位中鎘的含量? [100] 。此外，近期的一些研究結(jié)果表明，葉面噴施硒肥可以抑制鎘從水稻（小麥）根系、秸稈向籽粒轉(zhuǎn)運，從而降低水稻和小麥籽粒中鎘的含量，其機理表現(xiàn)為硒的施加改變了鎘相關(guān)轉(zhuǎn)運蛋白基因（ ?HMA3? 和? HMA2? ）的表達? [101-102] 。

對水稻的鎘、砷吸收與轉(zhuǎn)運分子機制的解析為阻控作物對砷和鎘的積累提供了科學方向，通過分子手段可以有效降低農(nóng)作物對砷、鎘的積累。例如，通過 CRISPR/Cas9 技術(shù)敲除? OsNramp5? 能降低水稻對鎘的吸收，籽粒Cd的含量能降低90%以上? [103-104] 。通常 ?OsNramp5? 突變體也會降低對元素錳的吸收，但降低的幅度對水稻產(chǎn)量影響不顯著，因為錳在淹水條件下具有較高的生物有效性? [103-104] ;值得注意的是，在錳含量較低的土壤中， ?OsNramp5? 突變體可能會造成水稻產(chǎn)量的大幅下降? [59] 。另外，過表達 ?OsHMA3或降低OsCd1、OsHMA2? 、? OsLCT1? 等的表達均能降低水稻籽粒中鎘的積累? [61， 72， 75， 79] ，過表達 ?CAL1? 也許可以在田間培育出秸稈鎘高積累而籽粒鎘不超標的修復型水稻? [77] 。敲除 ?Oslsi2? 可以有效降低水稻籽粒砷含量，但同時也會降低水稻地上部硅的含量，從而導致水稻減產(chǎn)，而過表達? OsNIP1;1和OsNIP3;3? 可以在水稻不減產(chǎn)的情況下，有效降低水稻籽粒中砷的含量? [70] 。

植物修復技術(shù)是利用超積累植物地上部對重金屬具有超強富集能力的特性，通過多年的種植與收割，從根本上降低土壤中重金屬的總量和生物有效性。鎘/鋅超積累植物伴礦景天（ Sedum plumbizincicola ）和東南景天（ Sedum alfredii ）已被報道用于小范圍農(nóng)田鎘污染土壤的修復? [105-106] 。人們已利用砷超積累植物蜈蚣草修復砷污染土壤開展了大量研究? [107] 。盆栽試驗條件下，在砷污染程度不同的土壤中種植蜈蚣草9個月可使土壤總砷和有效態(tài)砷含量分別降低 3.5%～ 11.0%和 11%～ 38%，水稻籽粒砷含量降低 22%～ 58%? [108] 。經(jīng)過多年的研究，中國一些地區(qū)已形成一套成熟的砷污染土壤植物修復技術(shù)? [109] 。

6 展 望

因農(nóng)田土壤重金屬污染引起的糧食安全問題已引起人們的廣泛關(guān)注，中國農(nóng)田土壤鎘和砷的污染以中、輕度為主，在當前中國耕地資源比較稀缺的情況下，如何保障中、輕度鎘、砷污染農(nóng)田的安全利用是當前研究的熱點和難點。近幾十年來，國內(nèi)外學者就土壤中鎘和砷的遷移、轉(zhuǎn)化過程以及植物對鎘和砷吸收累積的生理及分子機制進行了大量研究，并取得了較好的研究成果。在此基礎(chǔ)上研發(fā)出了一系列的土壤污染修復技術(shù)，并且部分技術(shù)成果在農(nóng)田生產(chǎn)中得到了應用推廣。然而，由于中國農(nóng)田土壤的多樣性及農(nóng)作物品種的區(qū)域適應性等因素，導致目前可在大范圍內(nèi)推廣應用的技術(shù)還相對不足。

結(jié)合中國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的實際情況，今后的研究工作在以下幾個方面還有待加強：（1）中國農(nóng)田土壤類型眾多，不同土壤理化性質(zhì)差異較大，導致土壤中砷、鎘的生物有效性及其影響因素千差萬別，尤其是在稻田淹水和排水過程中的吸附與解吸附過程。因此需要深入研究影響土壤中砷、鎘生物有效性的主控因素，解析影響砷、鎘生物有效性的生物學與非生物學機制。（2）小麥根系對鎘向地上部轉(zhuǎn)運的能力較強，目前，調(diào)控小麥根系中鎘向地上部轉(zhuǎn)運的功能基因還未被挖掘，需加強小麥鎘吸收、轉(zhuǎn)運的分子機制研究，挖掘主控鎘向地上部轉(zhuǎn)運的功能基因，為培育低鎘小麥品種提供理論和技術(shù)指導。（3）繼續(xù)挖掘調(diào)控水稻砷、鎘吸收和轉(zhuǎn)運的功能基因，明確砷、鎘在水稻地上部各器官間的分配規(guī)律及其分子機制，為培育籽粒低積累、秸稈高積累的修復型水稻打下基礎(chǔ)。（4）中國水稻和小麥種質(zhì)資源豐富，在水稻和小麥自然變異群里篩選控制砷、鎘吸收與轉(zhuǎn)運的優(yōu)異等位基因，開展低積累品種的選育工作。（5）中國一些農(nóng)田土壤中存在砷、鎘復合污染，而砷、鎘在土壤中的化學行徑通常相反，一些農(nóng)田安全利用措施如水分管理、撒石灰、種植低積累水稻品種等在降低稻米對其中一種元素積累的同時會增加稻米對另一種元素的積累，目前關(guān)于農(nóng)田砷、鎘復合污染修復的研究還很欠缺，需進一步加強。

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（責任編輯：陳海霞）