降低水稻籽粒鎘砷累積的研究進展

張慧娟，蘇奇倩，丁豪杰，李曉鋒，徐其靜，Rensing Christopher，劉 雪①

(1.西南林業(yè)大學(xué)環(huán)境修復(fù)與健康研究院，云南 昆明 650224；2.西南林業(yè)大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院，云南 昆明 650224；3.福建農(nóng)林大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，福建 福州 350002)

《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》(環(huán)境保護部和國土資源部，2014年)指出，全國區(qū)域性土壤重金屬污染嚴重，其中，耕地重金屬污染尤為突出，鎘(Cd)、砷(As)等是主要土壤重(類)金屬污染物[1]。此外，采礦活動易引發(fā)耕地土壤重金屬復(fù)合污染[2]。例如，LI等[3]對中國南方某冶煉廠周邊土壤重金屬的調(diào)查發(fā)現(xiàn)，Cd、As污染嚴重，其質(zhì)量含量分別高達75.4、71.7 mg·kg-1，超過土壤環(huán)境Ⅱ級質(zhì)量標(biāo)準(GB 15618—1995)125、1.4倍。WU等[4]發(fā)現(xiàn)，都安縣礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬含量超過土壤環(huán)境Ⅱ級質(zhì)量標(biāo)準的點位占比達74.6%，其中，Cd、As超標(biāo)率達70.6%和42.9%。ZHAO等[5]發(fā)現(xiàn)，浙江省北部杭嘉湖平原水稻產(chǎn)區(qū)土壤Cd平均質(zhì)量含量為0.21 mg·kg-1，超過浙江省土壤背景值(0.12 mg·kg-1)。Cd和As已被列為人類致癌物[6]，土壤中Cd、As通過作物吸收積累和食物鏈傳遞進入人體[7]，嚴重威脅人類健康。因此，農(nóng)田耕地土壤重金屬污染引發(fā)的農(nóng)產(chǎn)品及其制成品的食用安全風(fēng)險和人體健康風(fēng)險已引起廣泛關(guān)注[8]。

水稻籽粒(大米)富含微量元素、維生素和必需氨基酸等，是眾多國家，特別是亞洲國家最重要的主食[9-10]。中國是世界上最大的大米生產(chǎn)國和消費國，約占全球大米總產(chǎn)量的30%[11-12]。近幾十年來，孟加拉國、中國、埃及、法國和印度等國家均出現(xiàn)大米Cd、As超標(biāo)現(xiàn)象(《食品法典》規(guī)定限值分別為0.4、0.2 mg·kg-1)[13-14]。2014年，湖南省攸縣發(fā)生“鎘大米”事件，引起社會恐慌。近年來，貴州[15]、廣東[10]等省均發(fā)現(xiàn)“問題大米”。因此，探明降低水稻Cd、As吸收和積累的有效調(diào)控措施，對保障大米的食用安全和人體健康具有重要意義。

該文主要綜述降低水稻Cd、As吸收積累的幾種調(diào)控措施，為降低土壤Cd、As生物有效性及水稻籽粒積累提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，為Cd、As低累積品種篩選和合理規(guī)劃水稻種植模式提供技術(shù)參考，以保障大米及其制成品的食用安全和人體健康。

1 農(nóng)藝措施

農(nóng)藝措施降低水稻Cd、As吸收主要包括土壤改良和水肥管理，其技術(shù)方法及效果見表1[16-28]。

表1 降低水稻籽粒中Cd、As含量的農(nóng)藝措施[16-28]Table 1 Agronomic measures to reduce Cd and As contents in rice grains

1.1 土壤改良

降低土壤Cd、As生物有效性是減少水稻籽粒Cd、As吸收的重要途徑[29]。目前，常用化學(xué)鈍化修復(fù)方法來實現(xiàn)，鈍化材料主要包括海泡石[30]、石灰[31]和生物質(zhì)炭[32]等。例如，謝運河等[16]研究發(fā)現(xiàn)，污染稻田經(jīng)赤泥和石灰改良后，土壤中有效態(tài)Cd含量降低17.9%～19.2%。尹帶霞[17]通過盆栽試驗發(fā)現(xiàn)，水稻秸稈生物質(zhì)炭可有效固定土壤中Cd，使水稻籽粒中Cd含量降低26.1%～48.7%。BIAN等[18]通過大田試驗亦發(fā)現(xiàn)，施用水稻秸稈生物質(zhì)炭可降低根際土壤孔隙水中Cd含量，使籽粒Cd含量減少42%～48%。在Cd污染土壤中添加石灰能顯著降低水稻根中Cd積累，當(dāng)石灰用量為2 500 kg·hm-2時，水稻根中Cd含量由1.0 mg·kg-1降至0.4 mg·kg-1[33]。米雅竹等[19]通過大田試驗發(fā)現(xiàn)，土壤木炭施加量由0.22增至0.44 kg·m-2，可使水稻根系Cd含量由1.61 mg·kg-1降至1.44 mg·kg-1。施加羥基磷灰石+沸石+生物質(zhì)炭后，可促進土壤中Cd由可溶態(tài)向不溶態(tài)轉(zhuǎn)化，酸可提取態(tài)Cd含量降低7.3%～32.6%，有機結(jié)合態(tài)Cd含量增加6.8%～49.5%[20]。張劍等[21]通過田間試驗發(fā)現(xiàn)，鈍化劑主要通過降低土壤中有效態(tài)Cd含量以減少水稻Cd吸收，過磷酸鈣和硅鈣鎂鉀肥使土壤有效態(tài)Cd含量降低約50%，在中、輕度Cd污染稻田具有良好的應(yīng)用前景。

然而，經(jīng)過較長時間修復(fù)，重金屬離子可從其氫氧化物沉淀中析出，在土壤微環(huán)境中活化而使鈍化劑失活，并破壞土壤結(jié)構(gòu)；此外，含磷鈍化劑的使用會使土壤中磷飽和而浸出，導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化等問題[34]，因此，應(yīng)加強新型改性材料的研究，并因地制宜選擇適合的鈍化劑或多種鈍化劑聯(lián)合使用，以提高鈍化效率和降低二次污染風(fēng)險。此外，納米生物質(zhì)炭也廣泛應(yīng)用于重金屬污染土壤改良，如MA等[22]發(fā)現(xiàn)向Cd含量為1.13 mg·kg-1的土壤中添加100 mg·kg-1氧化鋅納米顆粒(ZnONPS)可顯著降低水稻地上部26.3%的Cd積累。HAO等[35]也發(fā)現(xiàn)氮化碳(C3N4)能顯著降低水稻組織中Cd含量，同時增加水稻氮素含量，在含10 mg·L-1Cd的霍格蘭營養(yǎng)液中添加250 mg·L-1C3N4，可通過誘導(dǎo)Cd轉(zhuǎn)運蛋白基因OsIRT1過表達，而使水稻根系Cd積累量降低32% ，地上部重金屬含量降低35%[28]。但關(guān)于納米材料應(yīng)用后水稻產(chǎn)量和品質(zhì)狀況還有待進一步研究。

鐵(Fe)與As具有極強的親和力，其中，砷酸鹽(As5+)易吸附在含F(xiàn)e礦物表面，降低可溶性As解吸率，從而降低水稻對As的吸收[36]。例如，稻草基負載Fe生物質(zhì)炭可顯著鈍化土壤中As，使水稻籽粒As含量降低3.5%～8.8%[17]；Fe及其氧化物改良土壤后，水稻籽粒中As含量降低47%～51%[26]，但含F(xiàn)e物質(zhì)(如Fe鹽)水解會導(dǎo)致土壤酸化，活化其他重金屬離子[37]。因此，含F(xiàn)e物質(zhì)對水稻As吸收的抑制作用，可作為減少水稻As吸收的應(yīng)急措施，在利用含F(xiàn)e物質(zhì)修復(fù)As污染土壤時應(yīng)輔助其他修復(fù)措施。利用納米生物質(zhì)炭也可降低水稻對As的吸收，MA等[22]的研究也發(fā)現(xiàn)向As質(zhì)量含量為6.76 mg·kg-1的土壤中添加100 mg·kg-1納米氧化鋅(ZnONPS)可通過減少無機As和有機As種類，顯著降低水稻根系39.5%和地上部60.2%的As含量。含10 mg·L-1As的霍格蘭營養(yǎng)液中添加250 mg·L-1C3N4，可通過誘導(dǎo)As轉(zhuǎn)運蛋白基因OsNIP1;1過表達，而使水稻根系A(chǔ)s積累量降低25%，地上部重金屬含量降低36%[28]。此外，水稻通過硅(Si)吸收通道吸收亞砷酸鹽(As3+)[38]，故Si和As3+在根系吸收和根向莖運輸時存在競爭作用，因此，海泡石、沸石等具有層狀結(jié)構(gòu)的硅酸鹽黏土礦物被用于As污染土壤修復(fù)。施用羥基磷灰石+沸石+生物質(zhì)炭，可促進土壤As由可溶態(tài)向不溶態(tài)轉(zhuǎn)化，可交換態(tài)As降低12.2%～55.1%，鈣結(jié)合態(tài)As增加34.1%～93.4%[20]。As污染土壤中添加硫酸鐵+沸石+改性生物質(zhì)炭，可使土壤中有效態(tài)As含量降低約66%[39]，施用化肥+石灰使土壤中As含量降低7.6 mg·kg-1，籽粒中As含量降低0.02 mg·kg-1[23]。此外，BOGDAN等[27]研究亦發(fā)現(xiàn)，硅酸可抑制水稻對As的吸收，籽粒中As含量隨土壤溶液中硅酸濃度增加而降低，當(dāng)土壤溶液ρ(硅酸)由10 mg·L-1升至40 mg·L-1時，水稻籽粒中As含量由200 μg·kg-1降至80 μg·kg-1。然而，堿性含Si物質(zhì)(硅藻土、硅酸鈉、硅酸鈣等)可提高土壤pH值，導(dǎo)致As解吸進入土壤水相，這一過程可能中和并超過Si對As3+和/或未解離的一甲基砷(MMA)/二甲基砷(DMA)進入水稻的抑制作用，導(dǎo)致水稻中DMA含量升高[40]。

1.2 水肥管理

土壤中重金屬總量和有效態(tài)含量受水肥管理影響。例如，隨堆肥施用量的增加，土壤中水溶態(tài)和可交換態(tài)Cd含量顯著降低[41]。在土壤〔Cd質(zhì)量含量為3.09 mg·kg-1，無機砷(Asi)質(zhì)量含量為74.2 mg·kg-1〕中添加化肥+有機肥，可使Cd、Asi含量分別降低0.22和13.8 mg·kg-1；而添加化肥+有機肥+石灰可使Cd、Asi含量分別降低0.27、10.2 mg·kg-1[42]。何其輝等[24]通過盆栽試驗發(fā)現(xiàn)，在紅黃泥農(nóng)田土壤中施用豬糞、雞糞和紫云英等肥料可使土壤有效態(tài)Cd含量降低32.7%～36.7%；但在河沙泥農(nóng)田土壤中施用復(fù)合肥則使土壤中有效態(tài)Cd含量增加30.6%。Cd污染土壤中添加秸稈等有機肥料，可提高土壤pH，有利于結(jié)合態(tài)Cd的形成，降低土壤Cd生物有效性，從而降低水稻Cd吸收[43]。但肥料的施用可引起土壤pH升高，影響重金屬離子活性，易引起二次污染。

同時，研究發(fā)現(xiàn)硫(S)可消除植物的膜脂過氧化脅迫，降低重金屬毒害作用，其中，S誘導(dǎo)防御亦是降低Cd毒性的重要策略[44]。MOSTOFA等[45]研究發(fā)現(xiàn)，硫氫化鈉(NaHS)可顯著降低水稻對Cd的吸收和積累，同時降低Cd對水稻植株必需礦物元素的拮抗作用；而氯化鎘(CdCl2)和NaHS的共同施用可產(chǎn)生硫化鎘(CdS)沉淀，有利于降低Cd毒性。此外，半胱氨酸、谷胱甘肽和植物絡(luò)合素等非蛋白巰基，可直接與Cd絡(luò)合并將其固定在液泡中[46]。土壤添加S(0.13、0.38 g·kg-1)處理，可促進水稻根莖葉中非蛋白巰基含量增加，將Cd隔離在各組織器官液泡中，減少Cd向地上部的轉(zhuǎn)運，最終降低籽粒Cd積累[47]。天然含硫有機化合物S-烯丙基-L-半胱氨酸濃度達到200 μmol·L-1時，可使水稻幼根和幼芽有效響應(yīng)Cd脅迫，通過調(diào)控Cd轉(zhuǎn)運蛋白基因表達而降低Cd向幼根和幼芽轉(zhuǎn)運[48]。王丹等[25]發(fā)現(xiàn)，土壤中施S(單質(zhì)硫或石膏硫)可促進水稻根系鐵錳膠膜形成，由于鐵錳膠膜對Cd的強吸附作用，可降低水稻Cd吸收量；當(dāng)單質(zhì)硫、石膏硫施加量分別為0.15、0.3 g·kg-1時，水稻籽粒Cd含量由0.8 mg·kg-1分別降至0.50～0.55、0.40～0.45 mg·kg-1。

稻田水分控制措施可改變水稻根際土壤氧化還原狀態(tài)，影響水稻As的吸收積累。在好氧條件下，As與土壤礦物中鐵/鋁氧化物、硅鋁酸鹽等具有極高的親和力[49]，從而降低As生物有效性；而在厭氧條件下，F(xiàn)e氫氧化物的溶解導(dǎo)致As的活動性增強[50]。因此，增加根際游離鐵氧化物濃度，可降低水稻As吸收[51]。此外，鐵膜是阻礙根對As吸收的重要屏障[52]。在根際，水稻根系泌氧，在根表形成鐵膜，主要包括無定形或晶態(tài)Fe氧化物〔如γ-FeOOH、α-FeOOH、Fe(OH)3〕，通過對As5+的強吸附作用減少根對As的吸收[53-54]；鐵膜對As5+的親和力高于As3+，研究發(fā)現(xiàn)稻田間歇性排水可使土壤環(huán)境從厭氧狀態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)楹醚鯛顟B(tài)，有利于As3+氧化為As5+，促進As5+在鐵膜中的吸附[55]。因此，合理控制土壤水分，間歇性排水，調(diào)節(jié)土壤氧化還原狀態(tài)，阻礙As5+向毒性更強的As3+還原，可有效地將As5+固定在鐵膜中，從而降低水稻對As的吸收[56]，減少籽粒As含量。

研究發(fā)現(xiàn)籽粒中Cd和As含量呈顯著負相關(guān)，在淹水條件下，水稻籽粒中Cd含量降低，然而As含量增加[57]。此外，DUAN等[42]通過大田試驗發(fā)現(xiàn)，隨種植時間的延長，早抽穗期(<90 d)品種Cd積累量較低，而晚抽穗期(>110 d)品種As積累量則較低。SUN等[58]通過大田試驗發(fā)現(xiàn)，早花品種Cd積累量較晚花品種低。然而，水稻灌漿后期排水是水稻栽培的一種常見農(nóng)藝措施，因此，增加早抽穗期水稻品種在灌漿期的淹水時間，可降低水稻籽粒Cd含量，但導(dǎo)致As含量較高；相反，晚抽穗期品種在灌漿期排水，則會導(dǎo)致水稻植株Cd含量高，而As含量低[42]。因此，在灌漿期間歇性排水，雖可有效地將As5+固定在鐵膜中，限制水稻對As的吸收，降低水稻As含量[38]，但會提高籽粒Cd含量。因此，合理規(guī)劃農(nóng)藝措施，篩選種植Cd、As低累積水稻品種，對減少籽粒Cd、As含量具有重要意義。

2 Cd、As低累積水稻品種篩選與培育

土壤中重金屬具有存在期長、活動性差、降解難等特點，土壤重金屬污染防治已成為國際難題。面對中國人多地少的現(xiàn)實狀況，通過改變農(nóng)業(yè)種植結(jié)構(gòu)，選擇種植重金屬高耐性、高抗性、低累積水稻品種，減少和控制水稻中有毒重金屬積累且不影響水稻品質(zhì)，對保證水稻及其制成品的食用安全和人體健康具有重要的現(xiàn)實意義[59]。

2.1 低累積品種篩選

由于水稻吸收累積重金屬具有品種或種質(zhì)遺傳差異，因此，可通過種植特定水稻品種以減少籽粒Cd和As積累(表2[60-64])。

表2 不同水稻品種籽粒及土壤或水培溶液中Cd、As含量[60-64]Table 2 Cadmium and arsenic concentrations in rice grains of different species and its growing soil or hydroponic solution

培育Cd、As低累積品種是降低我國南方水稻Cd、As含量的重要途徑之一[64]。水稻品種分為多個亞種，其中，秈稻和粳稻最為普遍[60]。李坤權(quán)等[65]通過盆栽試驗發(fā)現(xiàn)，秈型水稻籽粒中Cd含量顯著高于粳型水稻，當(dāng)土壤中w(Cd)為100 mg·kg-1時，秈型水稻品種籽粒中Cd平均質(zhì)量含量為2.36 mg·kg-1，粳型水稻品種籽粒中Cd平均質(zhì)量含量為1.29 mg·kg-1。殷敬峰等[63]對21個水稻品種的盆栽試驗發(fā)現(xiàn)，供試土壤w(Cd)為0.32 mg·kg-1時，高Cd含量(天優(yōu)428)與低Cd含量(培雜航七)水稻品種Cd含量相差15倍(0.092 vs. 0.006 mg·kg-1)。PINSON等[66]通過大田試驗發(fā)現(xiàn)，在淹水條件下生長的1 763份不同來源水稻中Cd、As積累具有遺傳性，籽粒Cd、As含量跨度達12.1～40.7倍。蔣彬等[64]通過田間試驗發(fā)現(xiàn)，來自全國不同地區(qū)的水稻品種籽粒Cd、As含量存在極顯著的基因型差異。田間土壤Cd、As質(zhì)量含量分別為0.16、5.70 mg·kg-1時，精米中Cd、As質(zhì)量含量范圍分別為0.01～1.98、0.08～49.1 mg·kg-1(變異系數(shù)分別為40%、52%)，并篩選出一系列低Cd(南集3號、廣六早、浙農(nóng)992等)和低As(浙農(nóng)996、大區(qū)1、南集3號等)水稻品種。LEI等[67]通過大田試驗發(fā)現(xiàn)，當(dāng)土壤As平均質(zhì)量含量為64.4 mg·kg-1時，34個基因型水稻植株As含量存在差異，其中，雜交晚稻(H37you207)As含量最高(0.52 mg·kg-1)，雜交中稻(Ⅱyou416)As含量最低(0.31 mg·kg-1)。PILLAI等[62]在As質(zhì)量含量為5.9 mg·kg-1的田間土壤中種植不同水稻品種發(fā)現(xiàn)，由于基因型差異導(dǎo)致品種籽粒間總As(0.27～0.63 mg·kg-1)和As3+(0.09～0.15 mg·kg-1)含量存在差異。LIU等[61]通過對6個水稻品種的盆栽試驗(水培營養(yǎng)液As質(zhì)量濃度為0.4 mg·L-1)發(fā)現(xiàn)，水稻中Asi和DMA占比存在差異，占比分別為40%～70%和30%～55%。MARIN等[68]通過水培試驗發(fā)現(xiàn)，兩種水稻品種(Lemont、Mercury)在0.2和0.8 mg·L-1砷酸鹽處理下，Mercury根干物質(zhì)質(zhì)量顯著增加，而Lemont則未受到顯著影響。涂德輝等[69]通過不同As濃度的水培試驗發(fā)現(xiàn)，華航35號、五山豐占等高耐性水稻品種，可作為中、輕度As污染稻田的種質(zhì)資源。因此，基于不同水稻品種對Cd、As吸收和積累的差異性[70]，通過種植Cd、As低累積品種可將水稻籽粒中Cd、As含量控制在允許范圍內(nèi)，并為在中、輕度重金屬污染土壤中實現(xiàn)經(jīng)濟有效的生產(chǎn)提供現(xiàn)實可能性。

水稻籽粒中Cd、As累積受品種和環(huán)境的互作影響，在Cd、As復(fù)合污染土壤環(huán)境中，品種和環(huán)境對水稻籽粒Cd、As含量累積差異占所有差異來源的87%[71]。柳賽花等[72]通過盆栽與大田試驗(土壤Cd質(zhì)量含量分別為1.39～1.9和49.8～61.5 mg·kg-1)發(fā)現(xiàn)，品種和環(huán)境對水稻籽粒Cd、As含量累積的影響分別占45%、33%，并根據(jù)Cd、As含量綜合最佳線性無偏預(yù)測(BLUP)值篩選出Y兩優(yōu)19和晶兩優(yōu)華占為Cd、As同步低累積品種(Y兩優(yōu)19的Cd、As質(zhì)量含量范圍分別為0.11～0.69、0.2～1.16 mg·kg-1，晶兩優(yōu)華占的Cd、As質(zhì)量含量范圍分別為0.14～0.38、0.89～1.35 mg·kg-1)。易春麗等[73]通過在Cd、As復(fù)合污染(0.62、28.2 mg·kg-1)的田間試驗發(fā)現(xiàn)，15個水稻供試品種中，只有Y兩優(yōu)9918為Cd、As同步低累積(0.41、0.14 mg·kg-1)品種，適宜在輕度Cd、As復(fù)合污染地區(qū)種植，且籽粒中Cd、As含量主要受土壤到莖葉轉(zhuǎn)運的影響(土壤到莖葉的轉(zhuǎn)運系數(shù)分別為4.32、0.25，莖葉到籽粒的轉(zhuǎn)運系數(shù)分別為0.22、0.03)。前期研究結(jié)果多基于盆栽、水培或小面積大田試驗，忽略了地域差異、水肥管理差異及水稻品種的適應(yīng)性，同時，篩選Cd、As同步低累積品種應(yīng)以水稻籽粒Cd、As含量符合安全標(biāo)準為依據(jù)，并對不同低累積水稻品種在不同地域和不同環(huán)境條件適應(yīng)性以及Cd、As吸收累積差異性進行研究。

2.2 低累積品種培育

目前，已發(fā)現(xiàn)部分控制水稻籽粒Cd、As含量的數(shù)量性狀基因(QTL)[74]，低累積QTL可與分子標(biāo)記輔助育種相結(jié)合培育水稻低累積品種。ZHOU等[75]利用OsHMA3抑制Cd向籽粒遷移累積的功能，將含有OsHMA3的粳稻品種Nipponbare中的qCd7基因?qū)攵i稻品種中，使籽粒Cd含量降低約50%。水稻根部OsNRAMP5和OsHMA3基因?qū)d的吸收和液泡區(qū)隔化有重要作用，通過影響OsNRAMP5等位基因的表達水平來影響籽粒Cd的積累，因此，利用OsNRAMP5弱表達結(jié)合OsHMA3過表達可進一步降低籽粒Cd含量[76]，而利用離子束輻照產(chǎn)生的Cd低OsNRAMP5突變體也可作為低Cd水稻品種的親本系[77]。TANG等[78]發(fā)現(xiàn)在污染水稻土中生長的敲除OsNRAMP5基因的雜交水稻親本，其籽粒Cd含量降低90%。LIU等[79]將GCC7PA64s等位基因引入秈稻超級品種93-11，得到的含基因系列NIL1(NIL-93-11-GCC7PA64S)的水稻品種可以在不影響農(nóng)藝性狀的情況下降低籽粒Cd含量(36.9%)，因此，GCC7PA64s等位基因可以被納入降低水稻籽粒Cd含量的育種計劃。

3 植物基因工程調(diào)控

3.1 基因敲除技術(shù)

近年來，水稻Cd吸收、轉(zhuǎn)運的生理生化和分子生物學(xué)機制研究表明，Cd可通過錳(Mn)轉(zhuǎn)運蛋白OsNRAMP5被水稻根系吸收[83]，因此，可通過基因敲除技術(shù)降低水稻籽粒Cd積累(表3[38-39,78,84-86])。SASAKI等[83]研究表明，敲除Mn轉(zhuǎn)運蛋白基因后，突變體水稻籽粒Cd含量顯著低于野生型(<0.05 vs. 0.33 mg·kg-1)。Cd轉(zhuǎn)運蛋白基因OsHMA3和OsHMA2主要定植在水稻根部，通過調(diào)控重金屬三磷酸腺苷(ATP)酶的表達來控制Cd從根到莖的轉(zhuǎn)運，OsLCT1則主要定植在莖和葉的細胞質(zhì)膜中，通過調(diào)控低親和力陽離子轉(zhuǎn)運體的表達而控制莖和葉中Cd的轉(zhuǎn)運[87]。生長于Cd含量為0.2 mg·kg-1土壤中的水稻植株，敲除OsLCT1基因后，籽粒中Cd含量降低50%，而對水稻植株生長和籽粒礦物質(zhì)含量則無影響[84]。

表3 采用基因技術(shù)降低水稻籽粒中Cd、As含量的效果[38-39,78,84-86]Table 3 Reduction effects of Cd and As contents in rice grains by genetic engineering techniques

研究發(fā)現(xiàn)水稻水通道蛋白NIP亞家族的轉(zhuǎn)運蛋白對As3+具有滲透性，但不能滲透As5+，而Si轉(zhuǎn)運蛋白Lsi1(OsNIP2；1)功能的發(fā)揮是水稻吸收As3+的主要途徑，當(dāng)Lsi1缺失時，As3+在莖葉中的吸收和積累降低[38]。此外，在Si外排轉(zhuǎn)運蛋白基因Lsi2缺失的水稻突變體中，As3+向木質(zhì)部的轉(zhuǎn)運和在莖和籽粒中的積累量顯著減少，且Lsi2突變對田間水稻幼苗和籽粒As積累的影響大于Lsi1突變[38]。

3.2 基因過表達技術(shù)

調(diào)控Cd轉(zhuǎn)運和積累的關(guān)鍵轉(zhuǎn)運基因包括OsIRT1、OsHMA2、OsHMA3a、OsHMA3n和OsLCT1等，在水稻根系吸收、液泡隔離、木質(zhì)部轉(zhuǎn)運等過程中發(fā)揮不同作用，調(diào)控其表達可改變水稻Cd的轉(zhuǎn)運和積累[87]。研究發(fā)現(xiàn)，在含Cd(1.5 mg·kg-1)污染土壤中生長的Cd低積累水稻品種(Nipponbare)籽粒Cd含量隨OsHMA3n的過表達而急劇減少[88]，而籽粒中微量營養(yǎng)元素(Zn、Cu和Mn)含量則不受影響[84]。TAKAHASHI等[89]研究亦發(fā)現(xiàn)，在含Cd(0.89 mg·kg-1)土壤中，水稻根部細胞質(zhì)膜過表達OsHMA2后可降低Cd由根向莖的轉(zhuǎn)運，籽粒(以干重計)Cd含量由0.15降至0.04～0.07 mg·kg-1。

As5+主要通過磷(P)轉(zhuǎn)運蛋白被吸收，水稻As5+/P的轉(zhuǎn)運蛋白基因主要包括OsPT1、OsPT4、OsPT8等[90-91]；進入植株體內(nèi)的As5+部分參與P的生理代謝過程，部分經(jīng)砷酸鹽還原酶還原成As3+，并通過外排或液泡區(qū)隔離解毒[92]。ScAcr3p是一種獨特的As3+質(zhì)膜轉(zhuǎn)運蛋白，具有較高的As3+外排能力，ScAcr3p轉(zhuǎn)運蛋白在水稻根系表達后可促進水稻根系A(chǔ)s3+外排，10 mmol·L-1As5+處理24 h后，表達ScAcr3p的水稻根系可外排出80% As；此外，土壤淹水(以As3+形態(tài)存在)處理后，表達ScAcr3p的水稻稻殼和籽粒中As含量較野生型分別降低30%和20%[86]。在As污染土壤中，過表達PvACR3.1基因的水稻籽粒中As含量較野生型降低26%～46%[93]。OsNIP3;2能促進側(cè)根對As3+的吸收，過表達OsNIP1;1或OsNIP3;3則降低As3+在水稻莖葉和籽粒中的轉(zhuǎn)運和積累[85]。同時，在As3+脅迫下，水稻中OsLsi1和OsLsi2信使RNA表達可誘導(dǎo)叢枝菌根真菌(AMF)的定植而降低對As3+的吸收[94]。因此，調(diào)控特定轉(zhuǎn)運基因的表達(過表達或敲除)可顯著降低水稻籽粒中Cd和As積累。但是，由于轉(zhuǎn)基因食品對環(huán)境和人類健康的影響仍存在爭議，因此該類食品的人體健康風(fēng)險有待進一步研究[87]。

4 結(jié)論與展望

隨著金屬冶煉和開采活動的迅速增多，我國耕地污染嚴重，尤其是通過污水灌溉的水稻田重金屬污染問題日益突出，而水稻能有效吸收累積Cd、As等重金屬元素，對以水稻為主食的居民健康構(gòu)成巨大威脅。因此，采取合理的調(diào)控措施有效降低水稻中Cd、As積累尤為重要。研究發(fā)現(xiàn)，添加生物質(zhì)炭、赤泥、石灰、沸石、羥基磷灰石等，以及堆肥可有效鈍化水稻土中Cd和As，降低其生物有效性。Cd污染土壤添加S不僅可促進水稻形成植物絡(luò)合素/金屬硫蛋白，其與水稻體內(nèi)Cd結(jié)合將Cd固定在水稻組織器官中，減少籽粒對Cd的吸收累積；同時亦促進根表鐵錳膠膜的形成，通過強吸附作用減少水稻Cd吸收。利用間歇性排水農(nóng)藝措施，調(diào)控土壤氧化還原狀態(tài)，減少As5+還原，可將As5+固定在根表鐵膜中；同時，含F(xiàn)e物質(zhì)能有效鈍化As，降低As的活動性和生物有效性。As3+和Si在根系吸收和根向莖運輸過程中存在競爭作用，因此，外源施用Si可減少水稻As3+吸收。此外，調(diào)控特定轉(zhuǎn)運蛋白的表達(過表達或敲除)亦是降低水稻籽粒中Cd、As含量的有效途徑。敲除Mn轉(zhuǎn)運蛋白基因OsNRAMP5或莖/葉細胞質(zhì)Cd轉(zhuǎn)運蛋白基因OsLCT1，可顯著降低突變體水稻籽粒Cd含量；過表達木質(zhì)部Cd轉(zhuǎn)運蛋白基因OsHMA3n或OsHMA2亦可降低水稻籽粒Cd積累。缺失Si外排蛋白基因Lsi2可降低As3+向木質(zhì)部的轉(zhuǎn)運和莖/籽粒積累；水稻根系表達As3+質(zhì)膜轉(zhuǎn)運蛋白ScAcr3p可促進As3+外排，從而降低水稻As吸收。利用不同水稻品種對重金屬的吸收積累差異，可篩選出Cd、As低累積品種，并利用將性狀基因與分子標(biāo)記輔助育種相結(jié)合的方法培育低累積水稻品種，進而有效控制水稻籽粒Cd、As含量，為中、輕度污染土壤水稻種植提供現(xiàn)實可能性，同時減少受稻田重金屬污染地區(qū)人群飲食因重金屬暴露帶來的健康風(fēng)險。

然而，采取向污染土壤中添加鈍化劑和肥料等措施進行土壤改良，修復(fù)時間較長，易破壞土壤結(jié)構(gòu)；同時，一些改良材料的運用，如含磷鈍化劑，會導(dǎo)致土壤中磷飽和而浸出，導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化[34]。Fe鹽水解會導(dǎo)致土壤酸化，石灰等則促進土壤pH升高，均會影響重金屬離子活性，引起二次污染[37]。因此，應(yīng)加強新型改性材料的研究，因地制宜選擇適合的鈍化劑或多種鈍化劑聯(lián)合使用，以提高鈍化效率和降低二次污染風(fēng)險。由于水稻對Cd、As吸收累積有特定吸收轉(zhuǎn)運途徑以及種質(zhì)差異性的存在，因此，間歇性排水等農(nóng)藝措施需結(jié)合水稻品種，合理規(guī)劃種植模式，有效控制水稻全生育期對Cd和As的吸收累積，并通過調(diào)控特定轉(zhuǎn)運蛋白基因的表達(過表達或敲除)來降低水稻籽粒Cd、As積累，但應(yīng)加強轉(zhuǎn)基因食品的人體健康風(fēng)險研究。為此，通過植物生物技術(shù)育種，選育重金屬低累積水稻品種，作為替代轉(zhuǎn)基因作物的方法，可降低污染土壤中水稻對重金屬的吸收累積，消除重金屬進入食物鏈帶來的長期風(fēng)險。但選育重金屬耐性品種時，要注意重金屬積累部位，并加強生物技術(shù)育種與人為調(diào)控措施等多種技術(shù)結(jié)合，如湖南省開展的“VIP+n”阻控技術(shù)[95]，選育出營養(yǎng)組織積累多而籽粒積累少的水稻品種，且不影響水稻產(chǎn)量和品質(zhì)。此外，現(xiàn)階段開展的研究主要集中于水培或盆栽等小規(guī)模試驗，應(yīng)加強大田試驗、地域環(huán)境差異、水肥管理及重金屬復(fù)合污染研究，同時加強農(nóng)藝措施、基因工程、種質(zhì)資源篩選等多手段的結(jié)合運用，深入研究水稻吸收重金屬的機理和對不同重金屬脅迫的應(yīng)激反應(yīng)以及降低重金屬積累的調(diào)控措施，實現(xiàn)種植水稻既能修復(fù)污染土壤、又可安全生產(chǎn)稻米的愿景。