耿安靜，李漢敏，王 旭，陳 巖，趙曉麗，王富華*，楊 慧

(1.廣東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院 農(nóng)產(chǎn)品公共監(jiān)測中心，廣東 廣州 510640；2.華中農(nóng)業(yè)大學(xué)微量元素中心(廣州),廣東 廣州 510640；3.農(nóng)業(yè)部農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全風(fēng)險評估實(shí)驗(yàn)室(廣州)，廣東 廣州 510640)

水稻砷吸收代謝的相關(guān)研究進(jìn)展

耿安靜1，2，李漢敏2，王 旭1，陳 巖3，趙曉麗3，王富華1*，楊 慧3

(1.廣東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院 農(nóng)產(chǎn)品公共監(jiān)測中心，廣東 廣州 510640；2.華中農(nóng)業(yè)大學(xué)微量元素中心(廣州),廣東 廣州 510640；3.農(nóng)業(yè)部農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全風(fēng)險評估實(shí)驗(yàn)室(廣州)，廣東 廣州 510640)

水稻作為當(dāng)今世界大部分地區(qū)(尤其是東南亞)主要糧食作物，由于其比其他糧食作為更易吸收砷，因而成為了砷(As)進(jìn)入食物鏈的主要途徑之一。綜述了水稻對砷的吸收、代謝的相關(guān)研究，以期為解決水稻As污染提供參考，并對今后的研究提出了一些建議。

砷；吸收；代謝；水稻

砷(As)被美國環(huán)境保護(hù)署(USEPA)列為“A”類致癌物，被國際癌癥研究機(jī)構(gòu)(IARC)歸為“Ⅰ”組。As慢性暴露會引發(fā)癌癥(皮膚、肺、膀胱、腎)、神經(jīng)系統(tǒng)疾病、心血管疾病及其他良性疾病[1-5]。人類砷暴露來源主要有攝入砷污染的水、食入砷污染的動植物源食品，吸入被污染的空氣、土壤攝入、檳榔咀嚼、吸煙等[6]，其中，灌溉或飲用As富集的地下水是砷通過食物鏈進(jìn)入人體的主要途徑，數(shù)百萬人暴露砷就是由于飲用受砷污染的地下水[7]。截至2008年，全世界已有超過1.5億人的飲用水中存在砷污染風(fēng)險，嚴(yán)重威脅著人類的健康[8]。出現(xiàn)砷暴露健康問題主要位于阿根廷、孟加拉、尼泊爾、智利、中國、匈牙利、印度、墨西哥、羅馬尼亞、越南和美國[9]。

水稻比其他作物更容易吸收As。As中毒阻礙水稻的生長發(fā)育，當(dāng)砷濃度達(dá)到0.8 mg/L以上時能顯著抑制發(fā)芽率及芽和根的生長(P<0.05)[10]，妨礙水稻對養(yǎng)分的吸收，其生長發(fā)育受到顯著抑制，甚至干枯致死。人食入砷超標(biāo)的大米，會導(dǎo)致砷在人體的富集，從而威脅人體健康。

砷的形態(tài)主要分為無機(jī)砷和有機(jī)砷兩大類，其中無機(jī)砷包括亞砷酸(鹽)As(Ⅲ)和砷酸(鹽)As(Ⅴ)；有機(jī)砷主要有一甲基砷酸(鹽)MMA(Ⅴ)和二甲基砷酸(鹽)DMA(Ⅴ)，海洋動物和食用藻類中存在著砷甜菜堿和砷糖等有機(jī)形態(tài)。不同形態(tài)的砷的毒性不同，一般而言，無機(jī)砷的毒性大于有機(jī)砷。而且，不同形態(tài)砷進(jìn)入水稻體中的通道及在水稻體內(nèi)的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)和外排砷的途徑和速率均存在不同[11]。因此，了解水稻對砷的吸收及其在體內(nèi)的代謝對如何減少砷在大米中的積累非常重要。本文綜述了水稻對砷的吸收和代謝方面的研究進(jìn)展。

1 砷在水稻體內(nèi)的吸收

1.1 水稻對三價砷的吸收

在還原條件下，如淹水條件，五價砷很易被還原為三價砷，促進(jìn)了砷向土壤溶液的釋放和遷移，使得土壤溶液中的砷大部分以As(Ⅲ)的形態(tài)存在，提高了其生物有效性。一般而言，淹水稻田土壤溶液中As(Ⅲ)濃度為0.01～3.00 μmol/L[12-13]。As(Ⅲ)主要通過硅酸鹽途徑進(jìn)入根系[14]，主要是因?yàn)閬喩樗岷凸杷嵊?個重要的相似特性：一是兩者均具有較高的解離常數(shù)，分別為9.2和9.3；二是兩者的分子結(jié)構(gòu)及大小相似。

根細(xì)胞膜上的某些水通道是水稻根系吸收As(Ⅲ)的途徑之一[15]。水稻硅轉(zhuǎn)運(yùn)子Lsi1(OsNIP2∶1,一個水通道蛋白)是As(Ⅲ)進(jìn)入水稻根的主要門戶，但Lsi1協(xié)助As(Ⅲ)運(yùn)輸是雙向的。缺乏Lsi1的水稻變種明顯比野生型水稻排除的As(Ⅲ)少，進(jìn)而導(dǎo)致在根部積累更多的As(Ⅲ)。相反，Lsi2突變體對As(Ⅲ)排除體外沒什么影響[16]。OsNIP1∶1和OsNIP3∶1也不能被As(Ⅲ)處理誘導(dǎo)，但仍然參與砷的吸收。Ma[14]等研究表明，水稻OsNIP3∶1的表達(dá)導(dǎo)致了比OsLsi1或OsNIP1∶1非常少量的砷吸收，因此OsNIP3∶1在砷吸收方面不能起到重要作用[14]。Bienert等[17]研究表明，水稻的OsNIP2∶1和OsNIP3∶1等NIP水通道蛋白亞家族基因在酵母中表達(dá)后，可增加酵母對亞砷酸的吸收。細(xì)胞膜直接滲透也是As(Ⅲ)吸收的主要途徑之一。As從細(xì)胞到木質(zhì)部運(yùn)輸是由OsLsi2(硅/亞砷酸流出蛋白質(zhì))調(diào)控[16]。

水稻根系吸收As(Ⅲ)的速度很快，而且是主動吸收。在水稻對As(Ⅲ)的吸收動力學(xué)實(shí)驗(yàn)中，As(Ⅲ)的根系吸收不受磷酸鹽影響[15,18]，但受到甘油和亞銻酸鹽的競爭性抑制。鐵膜能促進(jìn)水稻對As(Ⅲ)的吸收[18]，但對As(Ⅲ)的轉(zhuǎn)運(yùn)沒有明顯影響。由于Lsi1同時也是水稻硅(Si)的吸收通道，當(dāng)外源Si缺乏時，水稻根系的Lsi1表達(dá)會增強(qiáng)[15]。高濃度硫降低了Lsi2的轉(zhuǎn)錄水平，而Lsi2轉(zhuǎn)錄水平的下降可能是砷在水稻地上部低積累的一個原因[19]。

1.2 水稻對五價砷的吸收

在氧化狀態(tài)下，砷絕大多數(shù)顯示As(Ⅴ)的價態(tài)。但因土壤中的鐵氧化物和鐵水合氧化物對五價砷的親合力很強(qiáng)，因此，五價砷在土壤溶液中的濃度一般都很低，一般低于50 nmol/L，但在嚴(yán)重污染的土壤溶液中可達(dá)到2.3 μmol/L或更高[20]。As(Ⅴ)和磷酸鹽具有相似的物理生化的性質(zhì)和結(jié)構(gòu)，在土壤中均以陰離子的形式存在，水稻中砷酸根和磷酸根共用相同的轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白。As(Ⅴ)通過磷酸鹽轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白進(jìn)入水稻根系[21]，通過根細(xì)胞中的原生質(zhì)膜上磷的轉(zhuǎn)運(yùn)通道來進(jìn)行的[20]。該吸收過程主要是通過砷酸根或磷酸根(H2PO4-/H2AsO4-)和氫質(zhì)子協(xié)同運(yùn)輸來完成的[22]。

對As的超富集植物蜈蚣草進(jìn)行的實(shí)驗(yàn)表明：As(Ⅴ)的吸收是通過磷吸收系統(tǒng)進(jìn)行的[23]。在模式植物擬南芥中發(fā)現(xiàn)了2個磷酸鹽轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白Pht1∶1和Pht1∶4，其雙突變體pht1∶1△4△與野生型相比對五價砷酸鹽的抗性更強(qiáng)，這說明Pht1∶1和Pht1∶4參與砷酸鹽的吸收[24]。

營養(yǎng)液里的磷與砷的吸收表現(xiàn)為拮抗作用[25]，可顯著抑制水稻對As(Ⅴ)的吸收。甘油不影響水稻As(Ⅴ)的吸收。鐵能抑制As(Ⅴ)的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)[26]。但水稻種子根莖As(Ⅴ)的吸收受添加的鐵和螯合配體(HIDS、EDTA、EDDS)的影響很大(P>0.05)[27]。不同濃度的硫處理對水稻砷吸收與累積的作用不同。低硫處理(0.5 mmol/L)對水稻根的As(Ⅴ)吸收沒有顯著影響，高硫處理(5.0 mmol/L)增加了水稻根的As(Ⅴ)的累積。低硫處理增加了水稻As(Ⅴ)由根部向地上部轉(zhuǎn)移，而高硫處理卻降低了水稻As(Ⅴ)由根部向地上部轉(zhuǎn)移[19]。硅[28]等其他營養(yǎng)元素的狀況也對水稻As(Ⅴ)的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)有影響。

圖4為硅鋁比為3.0、pH值為9.73、導(dǎo)向劑用量為3%、老化溫度為60 ℃、晶化溫度100 ℃、晶化時間為24 h時，合成的13X分子篩的粒度分布圖。13X分子篩的粒徑主要由兩部分組成：<1 μm和1～10 μm；顆粒體積占顆粒總體積的50%時，分子篩的粒徑為2.8 μm。

1.3 水稻對有機(jī)砷的吸收

由于含砷有機(jī)農(nóng)藥化肥的施用，或土壤微生物的無機(jī)砷的轉(zhuǎn)化作用[29-30]，使得土壤中確實(shí)存在一定量的有機(jī)砷，如MMA(Ⅴ)和DMA(Ⅴ)[31]。有證據(jù)表明水稻根系可直接吸收生長介質(zhì)中的MMA(Ⅴ)和DMA(Ⅴ)，但吸收速率較無機(jī)三價砷和五價砷慢[32]，平均只有無機(jī)五價砷的1/2和1/5[33]。但有研究表明，在5 μmol/L As處理下，水稻根系對4種形態(tài)砷的吸收量依次為：As(Ⅲ)>MMA(Ⅴ)>As(Ⅴ)>DMA(Ⅴ)。根系中無機(jī)砷As(Ⅲ)、As(Ⅴ)與MMA(Ⅴ)的含量接近，遠(yuǎn)高于DMA(Ⅴ)的含量，As(Ⅲ)的含量是DMA(Ⅴ)的28.7倍[34]?？傮w上，DMA(Ⅴ)的吸收速率明顯低于MMA(Ⅴ)，但在木質(zhì)部運(yùn)輸?shù)男屎芨遊32-33]。從地下部向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)依次為：DMA(Ⅴ)>As(Ⅲ)>As(Ⅴ)>MMA(Ⅴ)，MMA(Ⅴ)和DMA(Ⅴ)通過根系外排的速率和比例明顯高于As(Ⅲ)、As(Ⅴ)[34]。

研究表明：水稻根細(xì)胞膜上的水通道蛋白OsNIP2∶1(即Lsi1)參與未解離的MMA(Ⅴ)和DMA(Ⅴ)的吸收[35]。Lsi1缺失的水稻變種比野生型水稻品種對MMA(Ⅴ)和DMA(Ⅴ)吸收能力分別降低了80%和50%，而對Lsi2缺失的水稻變種沒什么影響[35]。MMA和DMA的短期吸收輸(20 min)比砷酸鹽和亞砷酸鹽少很多。有研究表明，MMA濃度相關(guān)吸收進(jìn)入水稻根里符合Michaelis-Menten動力學(xué)，而DMA的吸收既不符合Michaelis-Menten動力學(xué)，也不符合線性方程[15]。有專家認(rèn)為DMA(Ⅴ)的吸收可能通過磷酸鹽轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白，或磷饑餓改變了膜轉(zhuǎn)運(yùn)子組的表達(dá)，甚至是膜本身的滲透性[32]。

野生型水稻MMA(Ⅴ)和DMA(Ⅴ)的吸收對溶液pH值很敏感。在一般的環(huán)境或生理的pH條件下，水稻甲基砷的吸收隨pH的降低而增加[35-36]。與As(Ⅲ)的酸解離常數(shù)pKa=9.2相比，MMA(Ⅴ)(pKa=4.19)和DMA(Ⅴ)(pKa=6.14)的酸解離常數(shù)較低，因此在環(huán)境或生理pH范圍內(nèi)溶液pH的變動，導(dǎo)致了溶液中質(zhì)子解離程度改變，進(jìn)而導(dǎo)致MMA(Ⅴ)和DMA(Ⅴ)的吸收變化[35]。當(dāng)溶液pH從4.5升到5.5或6.5時，水稻根部MMA(Ⅴ)濃度分別降低71%和91%，地上部砷濃度分別降低74%和89%，木質(zhì)部液體砷濃度降低45%和87%[35]。DMA(Ⅴ)也有類似的顯著變化，當(dāng)溶液pH從5.5升到6.5時，水稻根、地上部和木質(zhì)部砷濃度降低34%～40%[35]。微生物對水稻吸收甲基砷也有一定的影響。不論是高親和性吸收系統(tǒng)，還是低親和性吸收系統(tǒng)，低地和高地水稻品種菌根均能顯著降低對MMA的吸收[37]。

農(nóng)藝措施同樣影響著水稻有機(jī)砷的積累。施用硅肥可增加水稻營養(yǎng)和生殖器官中DMA濃度[38-39]。已有報道稱施用硅肥可增加稻米中33%的DMA含量[40]。但最新報道稱，使用硅肥可降低稻米中DMA的含量[41]。水分管理影響稻米中砷的形態(tài)。與淹水相比，有氧處理能顯著降低有機(jī)砷(主要是DMA)含量，進(jìn)而增大了無機(jī)砷在稻米中的百分比，盡管無機(jī)砷的濃度仍然低于淹水中無機(jī)砷的濃度[13,40]。砷形態(tài)分析研究表明，間斷和連續(xù)水淹處理比間斷有氧處理更能使糙米中積累更多的DMA(從11.3%增加到61.7%)[42]。

水稻種子根莖DMA的吸收不受添加的鐵和螯合配體(HIDS、EDTA、EDDS)的影響[27]。

2 水稻體內(nèi)砷的代謝

2.1 還原

雖然水稻田中大部分砷的存在形態(tài)為五價砷酸鹽，但水稻體內(nèi)砷的賦存形態(tài)主要為無機(jī)三價砷，比例為92%～99%[36]，這說明五價砷淹水后或吸收后會被很快被還原為三價砷，而且水稻具有較強(qiáng)的砷酸還原能力。

目前，水稻體內(nèi)五價砷的還原機(jī)理尚不十分清楚。有研究表明，谷胱甘肽在體外可將五價砷還原為三價砷[44]。但該化學(xué)反應(yīng)速度很慢，不足以解釋水稻體內(nèi)存在大量還原態(tài)三價砷的現(xiàn)象。As(Ⅴ)的還原主要是在砷酸鹽還原酶的催化作用下完成的。水稻體內(nèi)的砷酸鹽還原酶屬于ACR家族，近年來，被克隆和表征的有2個亞型：OsACR2.1(GenBank收錄號：AY860059；編碼137個氨基酸，分子量為14963 Da)和OsACR2.2(GenBank收錄號：AY860058；編碼130個氨基酸，分子量為14330 Da)[45]。將OsACR2.1、OsACR2.2克隆并在大腸桿菌(arsC基因缺失)和酵母中表達(dá)，基因產(chǎn)物體外測定還原活性，發(fā)現(xiàn)OsACR2.1的砷酸鹽還原酶活性比OsACR2.2的高，當(dāng)處于砷酸鹽環(huán)境中，OsACR2.1的表達(dá)顯著增加，而在同樣條件下，OsACR2.2僅在根部發(fā)現(xiàn)有表達(dá)，強(qiáng)度弱于OsACR2.1，故認(rèn)為OsACR2.2的砷酸鹽脫毒能力小于OsACR2.1[45]?；虻谋磉_(dá)量與蛋白質(zhì)的活性與水稻體內(nèi)或介質(zhì)中元素有關(guān)。如OsACR2的轉(zhuǎn)錄水平和砷酸鹽還原酶活性與生長介質(zhì)中是否存在砷酸鹽和磷酸鹽有關(guān)。砷酸鹽和磷酸鹽的存在能誘導(dǎo)基因表達(dá)和砷酸鹽還原酶活性，但磷酸鹽的作用不如砷酸鹽[48]。MMA(Ⅴ)能在水稻根部部分還原成MMA(Ⅲ)，但DMA(Ⅴ)在水稻中比較穩(wěn)定[35]。

2.2 甲基化

稻米中存在甲基砷，對闡明砷形態(tài)化合物在水稻中的運(yùn)輸和同化具有重要意義。甲基化是以S-腺苷-L-蛋氨酸為供體，通過S-腺苷甲基轉(zhuǎn)移酶實(shí)現(xiàn)的。該反應(yīng)產(chǎn)物是MMA(Ⅴ)，進(jìn)一步被還原酶還原成MMA(Ⅲ)。這種甲基化和還原反應(yīng)可繼續(xù)進(jìn)行，產(chǎn)生二甲基和三甲基砷化合物。由于MMA(Ⅲ)和DMA(Ⅲ)不是很穩(wěn)定，所以它們僅僅是砷甲基化的中間產(chǎn)物[46]。由于無機(jī)砷甲基化的最終產(chǎn)物主要是DMA(Ⅴ)和還原態(tài)的三甲基砷TMA(Ⅲ)，DMA(Ⅴ)的毒性比As(Ⅲ)低100倍，TMA因具有揮發(fā)性而較少在生物體內(nèi)富集，為此，砷的甲基化被認(rèn)為是減小生物體砷毒性適應(yīng)性的一個重要過程[30]。通過TMA(Ⅲ)甲基化將環(huán)境中的固態(tài)砷轉(zhuǎn)變?yōu)榭扇艿摹鈶B(tài)的甲基化砷產(chǎn)物是一個促進(jìn)全球砷循環(huán)的脫毒過程[30]。因?yàn)門MA(Ⅲ)的揮發(fā)性降低了介質(zhì)和細(xì)胞液中砷的濃度，進(jìn)而增加了生物體的脫毒。同時，TMA(Ⅲ)也是其他生成有機(jī)砷反應(yīng)的中間體，如在棕色海藻中發(fā)現(xiàn)的砷糖就是從TMA(Ⅲ)衍生出來的[47]。因此，砷的甲基化是水稻體的保護(hù)機(jī)制，也是全球砷循環(huán)的一個重要環(huán)節(jié)[48]。

水稻體內(nèi)的砷甲基化過程是由甲基轉(zhuǎn)移酶(ArsM)催化實(shí)現(xiàn)的。ArsM催化As(Ⅲ)形成若干甲基化中間產(chǎn)物，三甲基砷為最終產(chǎn)物[30]。土壤細(xì)菌Rhodopseudomonaspalustris的arsM基因在轉(zhuǎn)基因水稻體內(nèi)表達(dá)，產(chǎn)生了砷甲基化產(chǎn)物，在根部和地上部均產(chǎn)生MMA(Ⅴ)、DMA(Ⅴ)和揮發(fā)性砷化合物[49]，但非轉(zhuǎn)基因水稻能否在體內(nèi)將As(Ⅲ)轉(zhuǎn)化成TMA并揮發(fā)，尚無明確證據(jù)[50]。水稻地上部中也存在無機(jī)砷甲基化過程，在As(Ⅴ)(無有機(jī)砷)的培養(yǎng)介質(zhì)中生長的水稻體內(nèi)(尤其是籽粒中)檢出了甲基化態(tài)的MMA和DMA[28]，而且水稻籽粒發(fā)現(xiàn)的甲基砷，主要是DMA(Ⅴ)占總砷10%～90%[51]，不同品種水稻籽粒的甲基砷含量存在著基因型差異[29]。大腸桿菌Escherichiacoli可催化S-腺苷甲硫氨酸的甲基轉(zhuǎn)移到As(Ⅲ)，形成二甲基、三甲基砷化物，最終產(chǎn)物是氣態(tài)的TMA(Ⅲ)揮發(fā)到大氣環(huán)境中[30]。目前水稻體內(nèi)As甲基化的場所尚不清楚，也可能在葉細(xì)胞，也可能是DMA(Ⅴ)來自土壤，或來自微生物的甲基化。通過分析水稻DNA微陣列發(fā)現(xiàn)，在水稻生長介質(zhì)中加入As后，一個被稱作Os02g51030的甲基化酶基因表達(dá)上調(diào)[52]，但該基因是否調(diào)控水稻體內(nèi)As的甲基化過程，目前尚不清楚[15]。

2.3 絡(luò)合

合成富含巰基的多肽是水稻降低三價砷毒性的一條重要途徑，如谷胱甘肽(GSH)或植物絡(luò)合素(PCs)與三價砷絡(luò)合。GSH在大多數(shù)植物細(xì)胞的細(xì)胞液溶質(zhì)、葉綠體、液泡、線粒體、內(nèi)質(zhì)網(wǎng)等均發(fā)現(xiàn)有GSH，該物質(zhì)的硫醇基化學(xué)反應(yīng)使其特別適合在所有生物中提供范圍廣泛的生化解毒功能。它的解毒機(jī)制是以抗壞血酸鹽-GSH-循環(huán)(AGC)和谷胱甘肽S-轉(zhuǎn)移酶(GST)為基礎(chǔ)的[53]。而且，GSH也作為PCs的前體。PCs是一類富含Cys、由PC合酶以GSH為底物催化合成的小分子多肽，可被重金屬誘導(dǎo)產(chǎn)生，能通過Cys的-SH絡(luò)合重金屬，從而有利于生物體的重金屬解毒。PCs絡(luò)合的三價砷可能通過離子泵的作用儲存在液泡中，限制其向上運(yùn)輸，在水稻體內(nèi)的移動性下降，以降低其毒性[15]。三價砷對多肽上的巰基(-SH)具有較高的親合力，與蛋白質(zhì)上的-SH結(jié)合后，影響了水稻體內(nèi)蛋白質(zhì)的正常結(jié)構(gòu)與功能，這是三價砷的毒性所在。有研究表明，籽粒中砷含量低的水稻，其地上部的PCs含量比籽粒中砷含量高的水稻的地上部PCs含量高，但谷胱甘肽的含量低。地上部PCs含量與水稻籽粒砷含量呈負(fù)相關(guān)。水稻灌漿期給水稻葉面噴施0.5 mmol/L L-丁硫堇磺肟(PCs合成抑制劑BSO)水稻地上部GSH和PC含量分別降低了40%～63%和20%～55%，但沒顯著影響水稻生長。同時，葉面噴施丁硫堇磺肟降低了水稻地上部砷濃度，卻顯著增加了水稻谷殼和糙米中砷含量。水稻葉中的PCs-As絡(luò)合物可減少砷從葉到籽粒的遷移[54]。谷胱甘肽也用作As(Ⅴ)還原成As(Ⅲ)酶促或非酶促的還原劑[55]，進(jìn)而使還原成的As(Ⅲ)谷胱甘肽和PC絡(luò)合[56]。也有實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)MMA(Ⅴ)被還原成MMA(Ⅲ)后，MMA(Ⅲ)能夠與富含硫醇基的PCs絡(luò)合[57]，進(jìn)而降低了其毒性。這些螯合物可能在根部液泡中被隔離，從而解釋了在木質(zhì)部液體中檢測不到MMA(Ⅲ)的原因[35]。DMA(Ⅴ)和MMA(Ⅴ)由于不能與硫醇基絡(luò)合，因而很容易轉(zhuǎn)載到水稻木質(zhì)部[35]。盡管DMA(Ⅴ)在根部吸收很受限制，但其特別容易在木質(zhì)部運(yùn)輸[35]。

3 結(jié)語與展望

稻米是世界上近一半人口(包括幾乎整個東亞和東南亞的居民)的主食。然而，水稻比其他農(nóng)作物更易積累As，大面積的水稻田已受As嚴(yán)重污染，人類健康存在巨大風(fēng)險。如何預(yù)防或減少稻米As積累引起了全球的廣泛關(guān)注與研究。

要減少水稻體內(nèi)As的污染，除了要從源頭抓起，減少水稻田土壤和灌溉水的砷含量以外，對已受污染的土壤或者水源，在采取合理有效的措施對其進(jìn)行治理之外，還應(yīng)減少水稻對砷的吸收、轉(zhuǎn)移、轉(zhuǎn)換和在籽粒中的積累，最終減少砷污染從稻米向人體的轉(zhuǎn)移，保障人體健康。為此，針對目前水稻吸收和代謝研究方面存在的問題，筆者提出了以下幾點(diǎn)建議。

(1)加強(qiáng)對水稻吸收砷的研究，采取措施減少水稻砷的吸收量。水稻可吸收不同形態(tài)的砷，但目前有機(jī)砷的吸收通道及機(jī)理尚未完全明確，各種砷吸收的影響因子未能全面了解。為此，應(yīng)加強(qiáng)水稻吸收不同形態(tài)砷的影響因素的研究，由此改變農(nóng)藝措施(如改變土壤酸堿度、肥料配比、干濕交錯次數(shù)與間隔期等)降低砷在土壤溶液中的有效性，與砷進(jìn)行競爭或拮抗抑制，進(jìn)而減少水稻對砷的吸收。如施磷可減少植物對砷的吸收。如向土壤中添加S[35]、Si[34]、P[25]、鐵鹽[26]、硒[58]等肥料或噴施植物生長素[58]，都可有效控制水稻As吸收。另外，水分管理可能是一條操作簡易并能有效降低As累積的途徑[59]。同時，除了控制土壤中砷含量及其活性外，還可以通過活性鋁[60]、微過濾[61]、反滲透[62]、正滲透[63]、種植砷超累積植物[64]等方式控制灌溉水中砷的含量從而減少水稻砷的吸收。

(2)加強(qiáng)對水稻體內(nèi)砷轉(zhuǎn)化代謝的研究，減少高毒砷含量并遷移到籽粒中。目前，在高價砷的還原、無機(jī)砷的有機(jī)轉(zhuǎn)化、砷的揮發(fā)轉(zhuǎn)化等方面仍需繼續(xù)研究，找出這些代謝的關(guān)鍵控制點(diǎn)，進(jìn)而通過農(nóng)藝手段或者其他技術(shù)，將水稻體內(nèi)的砷向低毒形態(tài)轉(zhuǎn)化，從而減輕水稻籽粒砷的毒性；或向揮發(fā)性砷形態(tài)轉(zhuǎn)化，降低水稻體內(nèi)砷的含量及毒性，而且還可永久性從土壤中去除。許多古生菌、真菌、細(xì)菌和原核藻類能夠?qū)o機(jī)砷甲基化，產(chǎn)生一甲基、二甲基、三甲基甚至四甲基有機(jī)砷[65]，進(jìn)而改變稻米中無機(jī)砷/有機(jī)砷的比例，降低了大米砷的毒性，為此，研究土壤砷溶液中微生物也是一種評價稻米中砷的一個有效措施[29]。

(3)尋找、篩選、培育耐砷水稻品種。應(yīng)用物理化學(xué)、農(nóng)藝、遺傳育種及分子生物技術(shù)等手段，尋找、篩選、培育As低積累、耐As性高、可食部位籽粒As低含量或低毒形態(tài)的水稻品種，減少水稻對砷的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)及在籽粒的積累和生物有效性，進(jìn)而達(dá)到降低對人體健康的風(fēng)險。

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(責(zé)任編輯：曾小軍)

Research Advance in Arsenic Uptake and Metabolism in Rice

GENG An-jing1,2, LI Han-min2, WANG Xu1, CHEN Yan3,ZHAO Xiao-li3, WANG Fu-hua1*, YANG Hui3

(1. Communal Monitoring Center for Agricultural Products, Guangdong Academy of Agricultural Sciences, Guangzhou 510640, China; 2. Trace Element Center (Guangzhou), Huazhong Agricultural University, Guangzhou 510640, China; 3. Laboratory of Quality and Safety Risk Assessment for Agro-products (Guangzhou), Ministry of Agriculture, Guangzhou 510640, China)

As a staple food crop in most areas of the world (especially in Southeast Asia), rice has become one of the main approaches arsenic (As) enters into food chain because rice can absorb As more easily than other cereal crops. This article reviews the related researches of As uptake and metabolism in rice at home and abroad, and presents several suggestions for the future researches, hoping to provide reference for the control of As pollution in rice production.

Arsenic; Uptake; Metabolism; Rice

2017-03-29

廣東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院院長基金(201318、201617)；國家自然科學(xué)基金(41401367)；廣東省農(nóng)業(yè)領(lǐng)域科技計劃項(xiàng)目(2013B020204001)。作者簡介：耿安靜(1984─)，女，助理研究員，在讀博士，研究方向：植物營養(yǎng)學(xué)。*通訊作者：王富華。

S511.5

A

1001-8581(2017)07-0018-07