本文摘要：摘要:礦山開(kāi)采、廢棄物排放及污水灌溉等引發(fā)區(qū)域農(nóng)田土壤重金屬污染，并通過(guò)食物鏈富集、傳遞，嚴(yán)重威脅人類健康。水稻是重要主食，且極易吸收鎘(Cd)和砷(As)，已成為Cd、As進(jìn)入人體的主要膳食來(lái)源。因此，通過(guò)調(diào)控措施降低水稻籽粒Cd、As含量，對(duì)保障水稻及其制成品的
摘要:礦山開(kāi)采、廢棄物排放及污水灌溉等引發(fā)區(qū)域農(nóng)田土壤重金屬污染，并通過(guò)食物鏈富集、傳遞，嚴(yán)重威脅人類健康。水稻是重要主食，且極易吸收鎘(Cd)和砷(As)，已成為Cd、As進(jìn)入人體的主要膳食來(lái)源。因此，通過(guò)調(diào)控措施降低水稻籽粒Cd、As含量，對(duì)保障水稻及其制成品的食品安全與人體健康具有重要的現(xiàn)實(shí)意義。由此，概述了降低水稻Cd、As含量的調(diào)控措施，主要包括：(1)通過(guò)生物質(zhì)炭、鐵鹽、肥料等鈍化土壤中Cd、As，降低其生物有效性，從而降低水稻Cd、As吸收;(2)外源添加硫(S)可消除植物的膜脂過(guò)氧化脅迫，促進(jìn)水稻體內(nèi)植物絡(luò)合素等非蛋白巰基形成，將Cd固定在水稻組織器官液泡中，減少其向籽粒的轉(zhuǎn)移，降低籽粒Cd積累;(3)外源添加硅(Si)，與亞砷酸鹽(AsIII)形成吸收競(jìng)爭(zhēng)，降低水稻As吸收;(4)控制稻田水分可改變根際土壤氧化還原狀態(tài)，影響水稻Cd、As吸收積累，同時(shí)根系泌氧促進(jìn)根表鐵膜形成，調(diào)控土壤氧化還原狀態(tài)促進(jìn)As氧化為砷酸鹽(AsV)，增強(qiáng)根表對(duì)AsV的吸附固定，從而降低水稻As吸收;(5)調(diào)控轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白表達(dá)，敲除Mn轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白OsNRAMP5、莖/葉細(xì)胞質(zhì)轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白OsLCT1，以及缺失Si外排蛋白Lsi2，過(guò)表達(dá)OsHMA3n、OsHMA2、ScAcr3p，通過(guò)促進(jìn)AsIII外排、降低Cd/AsIII向木質(zhì)部和籽粒轉(zhuǎn)運(yùn)等過(guò)程降低籽粒Cd、As積累;(6)Cd/As低累積品種的篩選與培育。通過(guò)農(nóng)藝措施、基因工程、種質(zhì)資源篩選等多手段結(jié)合運(yùn)用，選育Cd、As低累積、產(chǎn)量高的水稻品種，合理規(guī)劃種植模式，有效控制水稻對(duì)Cd和As的吸收累積，為中、輕度污染土壤水稻安全生產(chǎn)提供現(xiàn)實(shí)可能。
關(guān)鍵詞：水稻;土壤污染;鎘;砷;調(diào)控措施;轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白;低累積品種;食品安全
《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》(環(huán)境保護(hù)部和國(guó)土資源部，2014)指出，全國(guó)區(qū)域性土壤重金屬污染嚴(yán)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(dòng)易引發(fā)耕地土壤重金屬?gòu)?fù)合污染[2]。
例如，Li[3]對(duì)中國(guó)南方某冶煉廠周邊土壤重金屬調(diào)查發(fā)現(xiàn)，Cd、As污染嚴(yán)重，濃度高達(dá)75.4、71.7mgkg–1，超過(guò)土壤環(huán)境II級(jí)質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB15618–1995)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(guò)土壤環(huán)境II級(jí)質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)占比達(dá)74.6%，其中Cd、As超標(biāo)率達(dá)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平均濃度0.21mgkg–1，超過(guò)浙江省土壤背景值0.12mgkg–1。Cd、As已被列為人類致癌物[6]，土壤中Cd、As通過(guò)作物吸收積累和食物鏈傳遞進(jìn)入人體[7]，嚴(yán)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)品及其制成品的食品安全風(fēng)險(xiǎn)和人體健康風(fēng)險(xiǎn)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(guó)家最重要的主食[910]，特別是亞洲。中國(guó)是世界最大的大米生產(chǎn)國(guó)和消費(fèi)國(guó)，全球大米總產(chǎn)量占比約30%[1112]。近幾十年來(lái)，孟加拉國(guó)、中國(guó)、埃及、法國(guó)、印度等國(guó)家均出現(xiàn)大米Cd、As超標(biāo)現(xiàn)象(《食品法典》規(guī)定限值0.2、0.4mgkg–1)[1314]。
2014年，湖南省攸縣發(fā)生“鎘大米”事件，引起社會(huì)恐慌。近年來(lái)，貴州[15]、廣東[10]等省均發(fā)現(xiàn)“問(wèn)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(duì)保障大米的食品安全和人體健康具有重要意義。本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食品安全和人體健康。
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。
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)方法實(shí)現(xiàn)，鈍化材料主要包括海泡石[30]、石灰[31]、生物質(zhì)炭[32]等。例如，謝運(yùn)河等[16]發(fā)現(xiàn)，污染稻田添加赤泥和石灰改良后，土壤中有效態(tài)Cd含量降低17.9%–19.2%。
尹帶霞等[17]盆栽實(shí)驗(yàn)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]大田實(shí)驗(yàn)亦發(fā)現(xiàn)，施用水稻秸稈生物質(zhì)炭通過(guò)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2500kghm–2時(shí)，水稻根中Cd含量由1.0mgkg–1降至0.4mgkg–1[33]。米雅竹等[19]大田實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，土壤木炭施加量由0.22增至0.44kgm–2，可使水稻根系Cd含量由1.61mgkg–1降至1.44mgkg–1。
施加羥基磷灰石+沸石+生物質(zhì)炭后，可促進(jìn)土壤中Cd由可溶態(tài)向不溶態(tài)轉(zhuǎn)化，酸可提取態(tài)Cd降低7.3%–32.6%，有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd增加6.8%–49.5%[20]。張劍等[21]田間實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，鈍化劑主要通過(guò)降低土壤中有效態(tài)Cd含量以減少水稻Cd吸收，過(guò)磷酸鈣和硅鈣鎂鉀肥使土壤有效態(tài)Cd含量降低50%，在中、輕度Cd污染稻田具有良好應(yīng)用前景。
然而，經(jīng)過(guò)較長(zhǎng)時(shí)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4劑失活，且破壞土壤結(jié)構(gòu);此外，含磷鈍化劑的使用，會(huì)使土壤中磷飽和而浸出，導(dǎo)致水體富營(yíng)養(yǎng)化等問(wèn)題[34]，因此應(yīng)加強(qiáng)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(xiǎn)。
此外，納米生物質(zhì)炭也廣泛運(yùn)用于土壤重金屬污染改良，如Ma等[22]發(fā)現(xiàn)向含Cd濃度為1.13mgkg–1的土壤中添加100mgkg–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(shí)增加水稻氮素含量，在含10mgL–1Cd的霍格蘭營(yíng)養(yǎng)液中添加250mgL–1C3N4，可通過(guò)誘導(dǎo)Cd轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白OsIRT1過(guò)表達(dá)，而使水稻根系Cd積累量降低32%(510vs.對(duì)照730mgkg–1)，地上部金屬含量降低35%(20vs.對(duì)照30mgkg–1)[28]。但關(guān)于納米材料運(yùn)用后水稻產(chǎn)量和品質(zhì)有待進(jìn)一步研究。
鐵(Fe)與As具有極強(qiáng)的親和力，其中，砷酸鹽(AsV)易吸附在含F(xiàn)e礦物表面，降低可溶性As的解吸率，從而降低水稻對(duì)As的吸收[36]。例如，稻草基負(fù)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(huì)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(duì)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(shí)應(yīng)輔助其他修復(fù)措施。運(yùn)用納米生物質(zhì)炭也可降低水稻對(duì)As的吸收，Ma等[22]的研究也發(fā)現(xiàn)向含As濃度為6.76mgkg–1的土壤中添加100mgkg–1ZnONPS可通過(guò)減少無(wú)機(jī)As和有機(jī)As種類，顯著降低水稻根系39.5%和地上部60.2%的As含量。含10mgL–1As的霍格蘭營(yíng)養(yǎng)液中添加250mgL–1C3N4，可通過(guò)誘導(dǎo)As轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白OsNIP1;1過(guò)表達(dá)，而使水稻根系A(chǔ)s積累量降低25%(1000vs.對(duì)照1800mgkg–1)，地上部金屬含量降低36%(70vs.對(duì)照100mgkg–1)[28]。
此外，水稻通過(guò)硅(Si)吸收通道吸收亞砷酸鹽(AsIII)[38]，故Si和AsIII在根系吸收和根向莖運(yùn)輸時(shí)存在競(jìng)爭(zhēng)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)炭后，可促進(jìn)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7.6mgkg–1，籽粒中As含量降低0.02mgkg–1[23]。
此外，BogdanSchenk[27]研究亦發(fā)現(xiàn)，硅酸可抑制水稻對(duì)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)土壤溶液硅酸濃度由10mgL–1升至40mgL–1時(shí)，水稻籽粒中As含量由200µgkg–1降至80µgkg–1。然而，含Si物質(zhì)(硅藻土、硅酸鈉、硅酸鈣等)的堿性可提高土壤pH值，導(dǎo)致As解吸進(jìn)入土壤水相，這一過(guò)程可能中和并超過(guò)Si對(duì)AsIII和/或未解離的一甲基砷(MMA)/二甲基砷(DMA)進(jìn)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，隨施用堆肥量的增加，土壤中水溶態(tài)和可交換態(tài)Cd含量顯著降低[41]。在土壤(Cd3.09mgkg–1，無(wú)機(jī)砷(Asi)74.2mgkg–1)中添加化肥+有機(jī)肥使Cd、Asi分別降低0.22和13.8mgkg–1;而添加化肥+有機(jī)肥+石灰使Cd、Asi分別降低0.27、10.2mgkg–1[42]。
何其輝等[24]盆栽試驗(yàn)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(jī)肥料，可提高土壤pH，利于結(jié)合態(tài)Cd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(shí)，研究發(fā)現(xiàn)硫(S)可消除植物的膜脂過(guò)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]發(fā)現(xiàn)，硫氫化鈉(NaHS)可顯著降低水稻對(duì)Cd的吸收和積累，同時(shí)降低Cd對(duì)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，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、0.38gkg–1)處理后，可促進(jìn)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(yùn)，最終降低籽粒Cd積累[47]。天然含硫有機(jī)化合物S–烯丙基–L–半胱氨酸濃度達(dá)到200µmolL–1時(shí)，使水稻幼根和幼芽有效響應(yīng)Cd脅迫，通過(guò)調(diào)控Cd轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白基因表達(dá)而降低Cd向幼根和幼芽轉(zhuǎn)運(yùn)[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(jìn)水稻根系鐵錳膠膜形成，由于鐵錳膠膜對(duì)Cd的強(qiáng)吸附作用，可降低水稻Cd吸收，當(dāng)單質(zhì)硫、石膏硫施加量為0.15、0.3gkg–1時(shí)，水稻籽粒Cd含量由0.8mgkg–1分別降至0.50–0.55、0.40–0.45mgkg–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;而厭氧條件下，F(xiàn)e氫氧化物的溶解導(dǎo)致As的活動(dòng)性增強(qiáng)[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(duì)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(wú)定形或晶態(tài)Fe氧化物(如γ–FeOOH、α–FeOOH、Fe(OH)3)，通過(guò)對(duì)AsV的強(qiáng)吸附作用減少根對(duì)As的吸收[5354];鐵膜對(duì)AsV的親和力高于AsIII，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)，利于AsIII氧化為AsV，促進(jìn)AsV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AsV向毒性更強(qiáng)的AsIII還原，可有效地將AsV固定在鐵膜中，從而降低水稻對(duì)As的吸收[56]，減少籽粒As含量。 研究發(fā)現(xiàn)籽粒中Cd和As濃度呈顯著負(fù)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]大田實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，隨種植時(shí)間延長(zhǎng)，早抽穗期(<90cd>110天)品種As積累量則較低。Sun[58]通過(guò)大田實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，早花品種Cd積累含量較晚花品種低。
然而，水稻灌漿后期排水是水稻栽培的一種常見(jiàn)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(shí)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(huì)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AsV固定在鐵膜中，限制水稻對(duì)As的吸收，降低水稻As含量[38]，但會(huì)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(duì)減少籽粒Cd、As含量具有重要意義。
2鎘砷低累積水稻品種篩選與培育
土壤中重金屬具有長(zhǎng)期存在性、活動(dòng)性差、難降解等特點(diǎn)，土壤重金屬污染防治已成為國(guó)際難題。面對(duì)中國(guó)人多地少的現(xiàn)實(shí)狀況，通過(guò)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、低累積的水稻品種，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(duì)保證水稻及其制成品的食品安全及人體健康具有重要的現(xiàn)實(shí)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(guò)種植特定水稻品種以減少籽粒Cd和As積累[6064]。培育Cd、As低累積品種是降低我國(guó)南方水稻Cd、As含量的重要途徑之一[64]。水稻品種分為多個(gè)亞種，其中秈稻和粳稻最為普遍[60]。
李坤權(quán)等[65]盆栽實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，秈型水稻籽粒中Cd的濃度顯著高于粳型水稻，當(dāng)土壤中Cd濃度為100mgkg–1時(shí)，秈型水稻品種籽粒中Cd平均濃度為2.36mgkg–1，粳型水稻品種籽粒中Cd平均濃度為1.29mgkg–1。殷敬峰等[63]對(duì)21個(gè)水稻品種的盆栽實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，供試土壤Cd濃度為0.32mgkg–1時(shí)，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(0.092vs.0.006mgkg–1)。
Pinson等[66]大田實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，在淹水條件下生長(zhǎng)的1763份不同來(lái)源的水稻中Cd、As積累具有遺傳性，籽粒Cd、As濃度跨度12.1–40.7倍。蔣彬等[64]田間實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，來(lái)自全國(guó)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濃度為0.16、5.70mgkg–1時(shí)，精米中Cd、As濃度范圍為0.01–1.98、0.08–49.1mgkg–1(變異系數(shù)為40%、52%)，并篩選出了一系列低Cd(南集3號(hào)、廣六早、浙農(nóng)992等)和低As(浙農(nóng)996、大區(qū)1、南集3號(hào)等)水稻品種。
Lei等[67]大田實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，當(dāng)種植土壤As平均濃度為64.4mgkg–1時(shí)，34個(gè)基因型水稻植株As濃度存在差異，其中雜交晚稻(H37you207)As濃度最高(0.52mgkg–1)，雜交中稻(Ⅱyou416)As濃度最低(0.31mgkg–1)。Pillai等[62]在田間土壤含As5.9mgkg–1種植不同水稻品種發(fā)現(xiàn)，由于基因型的差異導(dǎo)致品種籽粒間總As(0.27–0.63mgkg–1)和AsIII(0.09–0.15mgkg–1)濃度存在差異。
Liu等[61]對(duì)6個(gè)水稻品種的盆栽試驗(yàn)(水培營(yíng)養(yǎng)液As為0.4mgL–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]水培實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，兩種水稻品種(Lemont、Mercury)在0.2和0.8mgL–1砷酸鹽處理下，Mercury根干物質(zhì)重量顯著增加，而對(duì)Lemont則沒(méi)有顯著影響。涂德輝等[69]通過(guò)不同As濃度的水培實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，華航35號(hào)、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(duì)Cd、As吸收和積累的差異性[70]，通過(guò)種植Cd、As低累積品種可將水稻籽粒中Cd、As濃度控制在允許范圍內(nèi)，并實(shí)現(xiàn)在中、輕度重金屬污染土壤中經(jīng)濟(jì)有效地生產(chǎn)提供現(xiàn)實(shí)可能性。水稻籽粒中Cd、As的累積受品種和環(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(duì)水稻籽粒Cd、As含量累積差異占所有差異來(lái)源的87%[71]。
柳賽花等[72]通過(guò)盆栽與大田實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)(土壤Cd1.39–1.9mgkg–1、49.8–61.5mgkg–1)，品種和環(huán)境對(duì)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(wú)偏預(yù)測(cè)(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(Cd、As含量范圍分別為Y兩優(yōu)190.11–0.69mgkg–1、0.2–1.16mgkg–1vs.晶兩優(yōu)華占0.14–0.38mgkg–1、0.89–1.35mgkg–1)。
易春麗等[73]在Cd、As復(fù)合污染(0.62、28.2mgkg–1)的田間實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，15個(gè)水稻供試品種中，只有Y兩優(yōu)9918為Cd、As(0.41、0.14mgkg–1)同步低累積品種，適宜在輕度Cd、As復(fù)合污染地區(qū)種植，且籽粒中Cd、As的濃度主要受土壤到莖葉轉(zhuǎn)運(yùn)的影響(轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)分別為4.32、0.25vs.莖葉到籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)0.22、0.03)。前期研究結(jié)果多基于盆栽、水培或小面積試驗(yàn)田試驗(yàn)，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(shí)，篩選Cd、As同步低累積品種應(yīng)加強(qiáng)水稻籽粒Cd、As含量符合安全標(biāo)準(zhǔn)為依據(jù)，并進(jìn)行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)性和Cd、As吸收累積差異性研究。
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濃度的數(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濃度降低約50%。
OsNRAMP5和OsHMA3基因在基因組中非常接近，通過(guò)影響OsNRAMP5等位基因的表達(dá)水平會(huì)影響籽粒Cd的積累，因此利用OsNRAMP5弱表達(dá)結(jié)合OsHMA3過(guò)表達(dá)可進(jìn)一步降低籽粒Cd濃度[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]。Tangetal等[78]發(fā)現(xiàn)在污染水稻土中生長(zhǎng)的敲除OsNRAMP5基因的雜交水稻親本，其籽粒Cd濃度降低90%。
Liu等[79]將GCC7PA64s等位基因引入秈稻超級(jí)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濃度(36.9%)，因此GCC7PA64s等位基因可以被納入降低水稻籽粒Cd濃度的育種計(jì)劃。
馮愛(ài)煊等[80]結(jié)合重慶市的地域特點(diǎn)，在田間土壤Cd、As含量(0.39、6.46mgkg–1)相對(duì)較低時(shí)，從13個(gè)主推品種中篩選出Y兩優(yōu)1號(hào)(Y58S(♀)、93–11(♂))、袁兩優(yōu)908(袁S(♀)、R908(♂))和渝香203(宜香1A(♀)、渝恢2103(♂))等高產(chǎn)量且籽粒重金屬相對(duì)累積少(Cd含量分別為0.25、0.06、0.02mgkg–1，As含量分別為0.15、0.11、0.13mgkg–1)的水稻品種。Ma等[81]發(fā)現(xiàn)缺乏As外排轉(zhuǎn)運(yùn)體Lsi2的水稻籽粒中As含量相比野生型降低51%–63%。
Deng等[82]通過(guò)轉(zhuǎn)基因OsABCC1、ScYCF1和γ–谷氨酰半胱氨酸合成酶的表達(dá)，開(kāi)發(fā)表達(dá)了兩個(gè)不同的液泡As隔離基因ScYCF1和OsABCC1的轉(zhuǎn)基因水稻，與野生型植株相比轉(zhuǎn)基因水稻植株減少根到地上部和節(jié)間到籽粒As轉(zhuǎn)運(yùn)，并提高As在液泡的積累，使糙米As積累量減少70%。因此，在不損害水稻產(chǎn)量及農(nóng)藝性狀基礎(chǔ)上進(jìn)行重金屬低累積水稻品種的培育是可行的。
3植物基因工程調(diào)控
3.1基因敲除技術(shù)
近年來(lái)，水稻Cd吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)的生理生化和分子生物學(xué)機(jī)制研究表明，Cd可通過(guò)錳(Mn)轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白OsNRAMP5被水稻根系吸收[83]，因此，可通過(guò)基因敲除技術(shù)降低水稻籽粒Cd積累[3839,78,8486]。Sasaki等[87]研究表明，敲除Mn轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白后，突變體水稻籽粒Cd含量顯著低于野生型(<0.05vs.0.33mgkg–1)。Cd轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白OsHMA3和OsHMA2主要定植在水稻根部，通過(guò)調(diào)控重金屬三磷酸腺苷(ATP)酶的表達(dá)來(lái)控制Cd從根到莖的轉(zhuǎn)運(yùn)，OsLCT1則主要定植在莖和葉的細(xì)胞質(zhì)膜中，通過(guò)調(diào)控低親和力陽(yáng)離子轉(zhuǎn)運(yùn)體的表達(dá)而控制莖和葉中Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)[88]。生長(zhǎng)于Cd含量0.2mgkg–1土壤中的水稻植株，敲除OsLCT1后，籽粒中Cd含量降低50%，而對(duì)水稻植株生長(zhǎng)和籽粒礦物質(zhì)含量則無(wú)影響[84]。
3.2基因過(guò)表達(dá)技術(shù)
調(diào)控Cd轉(zhuǎn)運(yùn)和積累的關(guān)鍵轉(zhuǎn)運(yùn)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(yùn)等過(guò)程中發(fā)揮不同作用，調(diào)控其表達(dá)可改變水稻Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)和積累[88]。研究發(fā)現(xiàn)，在Cd(1.5mgkg–1)污染土壤中生長(zhǎng)的Cd低積累水稻品種(Nipponbare)籽粒Cd含量隨OsHMA3n過(guò)表達(dá)而急劇減少[89]，而籽粒中微量營(yíng)養(yǎng)元素(Zn、Cu和Mn)含量則不受影響[84]。Takahashi等[90]研究亦發(fā)現(xiàn)，在Cd(0.89mgkg–1)土壤中，水稻根部細(xì)胞質(zhì)膜過(guò)表達(dá)OsHMA2后可降低Cd由根向莖的轉(zhuǎn)運(yùn)，籽粒Cd含量由0.15降至0.04–0.07mgkg–1DW。
AsV主要通過(guò)磷(P)轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白被吸收，水稻AsV/P的轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白主要包括OsPT1、OsPT4、OsPT8等[9192];進(jìn)入植株體內(nèi)的AsV部分參與P的生理代謝過(guò)程，部分經(jīng)砷酸鹽還原酶還原成AsIII，并通過(guò)外排或液泡區(qū)隔化解毒[93]。ScAcr3p是一種獨(dú)特的AsIII質(zhì)膜轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白，具有較高的AsIII外排能力，ScAcr3p轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白在水稻根系表達(dá)后可促進(jìn)水稻根系A(chǔ)sIII外排，10mmolL–1AsV處理24h后，表達(dá)ScAcr3p的水稻根系可外排出80%As;此外，土壤淹水(AsIII)處理后，表達(dá)ScAcr3p的水稻稻殼和籽粒中As濃度較野生型分別降低30%和20%[86]。
在As污染土壤中，過(guò)表達(dá)PvACR3.1基因的水稻籽粒中As含量較野生型降低26%–46%[94]。OsNIP3;2能促進(jìn)側(cè)根對(duì)AsIII的吸收，過(guò)表達(dá)OsNIP1;1或OsNIP3;3則降低AsIII在水稻莖葉和籽粒中的轉(zhuǎn)運(yùn)和積累[85]。同時(shí)，在AsIII脅迫下，水稻中OsLsi1和OsLsi2信使RNA表達(dá)可誘導(dǎo)叢枝菌根真菌(AMF)的定植而降低對(duì)AsIII的吸收[95]。基因調(diào)控降低水稻籽粒Cd、As含量的技術(shù)及處理效果。因此，調(diào)控特定轉(zhuǎn)運(yùn)基因的表達(dá)(過(guò)表達(dá)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(duì)環(huán)境和人類健康的影響仍存在爭(zhēng)議，因此該類食品的人體健康風(fēng)險(xiǎn)有待進(jìn)一步研究[88]。
4結(jié)論與展望
隨著金屬冶煉和開(kāi)采活動(dòng)的迅速擴(kuò)大，我國(guó)耕地污染嚴(yán)重，尤其是通過(guò)污水灌溉的水稻田重金屬污染問(wèn)題日益突出，而水稻能有效吸收累積Cd、As等重金屬元素，對(duì)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不僅促進(jìn)水稻形成植物絡(luò)合素/金屬硫蛋白，與水稻體內(nèi)Cd結(jié)合將其固定在水稻組織器官中，減少籽粒對(duì)Cd的吸收累積，同時(shí)亦促進(jìn)根表鐵錳膠膜的形成，通過(guò)強(qiáng)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AsV還原，可將AsV固定在根表鐵膜中，同時(shí)，含F(xiàn)e物質(zhì)能有效鈍化As，降低As的活動(dòng)性和生物有效性;AsIII和Si在根系吸收和根向莖運(yùn)輸中存在競(jìng)爭(zhēng)作用，因此外源施用Si可減少水稻AsIII吸收。此外，調(diào)控特定轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的表達(dá)(過(guò)表達(dá)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(yùn)蛋白OsNRAMP5或莖/葉細(xì)胞質(zhì)Cd轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白OsLCT1，可顯著降低突變體水稻籽粒Cd含量;過(guò)表達(dá)木質(zhì)部Cd轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白OsHMA3n或OsHMA2亦可降低水稻籽粒Cd積累。
缺失Si外排蛋白Lsi2可降低AsIII向木質(zhì)部的轉(zhuǎn)運(yùn)和莖/籽粒積累;水稻根系表達(dá)AsIII質(zhì)膜轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白ScAcr3p轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白可促進(jìn)AsIII外排，從而降低水稻As吸收。而利用不同水稻品種對(duì)重金屬的吸收積累差異，可篩選出Cd、As低累積品種，并利用性狀基因與分子標(biāo)記輔助育種相結(jié)合培育低累積水稻品種，進(jìn)而有效控制水稻籽粒Cd、As含量，為中、輕度污染土壤生產(chǎn)水稻提供現(xiàn)實(shí)可能性，同時(shí)減少遭受稻田重金屬污染地區(qū)人群飲食暴露重金屬的健康風(fēng)險(xiǎn)。
然而，采取向污染土壤中添加鈍化劑以及肥料等措施進(jìn)行土壤改良，修復(fù)時(shí)間較長(zhǎng)，易破壞土壤結(jié)構(gòu)，同時(shí)，一些改良材料的運(yùn)用，如含磷鈍化劑，會(huì)導(dǎo)致土壤中磷飽和而浸出，導(dǎo)致水體富營(yíng)養(yǎng)化[34];Fe鹽水解會(huì)導(dǎo)致土壤酸化、石灰等則促進(jìn)土壤pH升高，均會(huì)影響重金屬離子活性，引起二次污染[37]。因此應(yīng)加強(qiáng)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(xiǎn)。
由于水稻對(duì)Cd、As吸收累積有特定吸收轉(zhuǎn)運(yùn)途徑以及種質(zhì)差異性，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，有效控制水稻全育期對(duì)Cd和As的吸收累積，并通過(guò)調(diào)控特定轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白基因的表達(dá)(過(guò)表達(dá)或敲除)來(lái)降低水稻籽粒Cd、As積累，但應(yīng)加強(qiáng)轉(zhuǎn)基因食品的人體健康風(fēng)險(xiǎn)研究。
為此，通過(guò)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，可實(shí)現(xiàn)降低污染土壤中水稻對(duì)重金屬的吸收累積，消除重金屬進(jìn)入食物鏈帶來(lái)的長(zhǎng)期風(fēng)險(xiǎn)。但選育重金屬耐性品種時(shí)，要注意重金屬積累部位，并加強(qiáng)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(kāi)展的“VIP+n”阻控技術(shù)[96]，選育出營(yíng)養(yǎng)組織積累多，但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(kāi)展的研究主要集中于水培或盆栽等小規(guī)模試驗(yàn)，應(yīng)加強(qiáng)大田試驗(yàn)、地域環(huán)境差異、水肥管理及重金屬?gòu)?fù)合污染研究，同時(shí)加強(qiáng)農(nóng)藝措施、基因工程、種質(zhì)資源篩選等多手段結(jié)合運(yùn)用，深入研究水稻吸收重金屬的機(jī)理及對(duì)不同重金屬脅迫的相同應(yīng)激反應(yīng)和降低重金屬積累的調(diào)控措施，實(shí)現(xiàn)種植水稻既能修復(fù)污染土壤，又可達(dá)到稻米安全生產(chǎn)的愿景。
參考文獻(xiàn):
[1]王玉軍,劉存,周東美,等.客觀地看待我國(guó)耕地土壤環(huán)境質(zhì)量的現(xiàn)狀—關(guān)于《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》中有關(guān)問(wèn)題的討論和建議[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2014,33(8):1465–1473.[WANGYu–jun,LIUCun,ZHOUDong–mei,etal.ACriticalViewontheStatusQuooftheFarmlandSoilEnvironmentalQualityinChina:DiscussionandSuggestionofRelevantIssuesonReportontheNationalGeneralSurveyofSoilContamination[J].JournalofAgro–EnvironmentScience,2014,33(8):1465–1473.]
[2]ZHENGR,CHENZ,CAIC,etal.MitigatingHeavyMetalAccumulationIntoRice(OryzasativaL.)UsingBiocharAmendment–AFieldExperimentinHunan,China[J].EnvironmentalScienceandPollutionResearchInternational,2015,22(14):11097–11108.
[3]LIP,LINC,CHENGH,etal.ContaminationandHealthRisksofSoilHeavyMetalsAroundaLead/ZincSmelterinSouthwesternChina[J].EcotoxicologyandEnvironmentalSafety,2015,113:391–399.
[4]WUY,YANGJ,ZHOUXY,etal.RiskAssessmentofHeavyMetalContaminationinFarmlandSoilinDu'anAutonomousCountyofGuangxiZhuangAutonomousRegion,China[J].EnvironmentalScience,2015,36(8):2964–2971.
[5]ZHAOKL,FUWJ,YEZQ,etal.ContaminationandSpatialVariationofHeavyMetalsintheSoil–RiceSysteminNanxunCounty,SoutheasternChina[J].InternationalJournalofEnvironmentalResearchandPublicHealth,2015,12:1577–1594.
[6]STONER.ArsenicandPaddyRice:ANeglectedCancerRisk?[J].Science,2008,321:184–185.
[7]WANGP,CHENH,KOPITTKEPM,etal.CadmiumContaminationinAgriculturalSoilsofChinaandtheImpactonFoodSafety[J].EnvironmentalPollution,2019,249:1038–1048
作者：張慧娟1,2，蘇奇倩1,2，丁豪杰1,2，李曉鋒1,2，徐其靜1,2，RensingChristopher1,3，劉雪1,2①(1.西南林
轉(zhuǎn)載請(qǐng)注明來(lái)自發(fā)表學(xué)術(shù)論文網(wǎng)：http:///nylw/29636.html
