汪 鵬，王 靜，陳宏坪，周東美，趙方杰

（1.南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，南京 210095；2.中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所，南京 210008）

鎘（Cadmium，Cd）是人體有害元素。Chaney[1]提出了“土壤-植物屏障（Soil plant barrier）”概念，把元素在土壤-植物系統(tǒng)中的移動(dòng)性劃分為四類，Cd被劃分到最高等級(jí)：即容易通過(guò)食物鏈對(duì)人體產(chǎn)生高風(fēng)險(xiǎn)的元素。Cd被國(guó)際癌癥研究機(jī)構(gòu)（IARC）歸為人體致癌物質(zhì)（第一類）[2]、被美國(guó)有毒物質(zhì)與疾病登記機(jī)構(gòu)（US ATSDR）列為優(yōu)先控制的污染物第7位[3]。Cd在人體內(nèi)滯留的半衰期長(zhǎng)達(dá)10～33年，因此人體Cd含量有累積效應(yīng)，隨著年齡的增長(zhǎng)而增加[2]。長(zhǎng)期暴露不僅會(huì)導(dǎo)致不可逆的慢性腎臟疾病、骨質(zhì)礦化，還與肺癌、內(nèi)膜癌、膀胱癌和乳腺癌風(fēng)險(xiǎn)的增加有顯著的統(tǒng)計(jì)學(xué)關(guān)系[4]。痛痛病，又稱“疼痛病”，是1950年發(fā)生在日本富山縣的世界最早的Cd中毒事件，起因主要是當(dāng)?shù)鼐用耖L(zhǎng)期食用Cd污染稻米。

近30年工業(yè)化導(dǎo)致我國(guó)南方部分地區(qū)農(nóng)田土壤Cd污染問(wèn)題嚴(yán)重。據(jù)2014年全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)顯示，我國(guó)耕地點(diǎn)位Cd污染超標(biāo)率排在第一，高達(dá)7.0%[5]。農(nóng)田土壤Cd污染已經(jīng)成為普遍存在的農(nóng)業(yè)環(huán)境問(wèn)題。土壤Cd污染時(shí)常會(huì)導(dǎo)致稻米Cd含量超標(biāo)，尤其在我國(guó)南方部分地區(qū)，大米Cd超標(biāo)比較嚴(yán)重，危害農(nóng)產(chǎn)品安全和人體健康。稻米是我國(guó)人口的主糧，稻米食用占我國(guó)人群Cd攝入量的56%[6]。鑒于Cd暴露對(duì)人體健康的風(fēng)險(xiǎn)，有必要降低人體Cd慢性暴露的風(fēng)險(xiǎn)，但是降低到何種程度，是否存在安全閾值目前并不是很明確。本文綜述了人體Cd攝入量水平及主要貢獻(xiàn)，鑒于食用大米是人體Cd攝入量的主要來(lái)源，本文重點(diǎn)綜述了稻田系統(tǒng)控制稻米Cd積累的生物地球化學(xué)過(guò)程和水稻Cd積累的分子機(jī)制。并基于這些認(rèn)識(shí)，提出一系列稻米Cd積累阻控的農(nóng)藝和育種措施。

1 人體Cd攝入量是否存在安全閾值？

國(guó)際糧農(nóng)組織（FAO）和世界衛(wèi)生組織（WHO）食品添加劑聯(lián)合專家委員會(huì)（JECFA）早在1989年為降低人體Cd暴露風(fēng)險(xiǎn)，推薦了人體Cd的每周可耐受攝入量（Provisional tolerable weekly intake，PTWI），規(guī)定單位千克體質(zhì)量每周攝入Cd不超過(guò)7 μg，相當(dāng)于單位千克體質(zhì)量每月不超過(guò)30 μg[7]。這個(gè)限量值的建立是基于腎臟Cd濃度為100～200 μg·g-1水平，這時(shí)對(duì)應(yīng)的尿液Cd濃度（UCd）為5～10 μg·g-1肌酐（Creatinine）。然而流行病學(xué)研究結(jié)果顯示，即使當(dāng)UCd為2.5 μg·g-1肌酐時(shí)也能導(dǎo)致腎臟功能受損，基于這些結(jié)果，JECFA在2010年將人體Cd每月耐受攝入量從30 μg降到每月25 μg[8]。歐洲食品安全局（EFSA）在2009年根據(jù)一項(xiàng)針對(duì)瑞士女性UCd與人體Cd攝入量之間關(guān)系的研究，建議PTWI應(yīng)該降低到單位千克體重?cái)z入Cd每周不超過(guò)2.5 μg，即單位體重每月不超過(guò)10.7 μg，這個(gè)值在2011年EFSA官方文件中被確認(rèn)[4]。該值旨在經(jīng)過(guò)50年暴露，95%的人群UCd低于1 μg·g-1肌酐[9]。許多國(guó)家人群Cd攝入量已經(jīng)非常接近EFSA建議值，對(duì)于中國(guó)、日本、孟加拉等一些亞洲國(guó)家以及歐洲國(guó)家的一些Cd攝入高風(fēng)險(xiǎn)人群（如嬰兒和兒童），Cd攝入量已經(jīng)超過(guò)這個(gè)水平[10]。雖然EFSA推薦值旨在控制UCd低于1 μg·g-1肌酐，但仍有一些研究報(bào)道當(dāng)UCd低于0.5 μg·g-1肌酐也能導(dǎo)致腎功能受損[11]。因此，美國(guó)有毒物質(zhì)與疾病登記處（ATSDR）用UCd＜0.5 μg·g-1肌酐 作為目標(biāo)值，推導(dǎo)出的單位千克體質(zhì)量每月不超過(guò)3.0 μg[12]。世界大多數(shù)國(guó)家的人群Cd攝入量都超過(guò)這個(gè)限量值[10]。近期《環(huán)境健康展望》上一篇綜述比較了2004年到2009年的流行病學(xué)研究結(jié)果，也對(duì)當(dāng)前Cd攝入量安全閾值的可靠性表示擔(dān)憂[13]。由此可以看出，人體Cd攝入量安全閾值可能并不存在，因此人體Cd攝入量應(yīng)該盡可能地降低。世界大多數(shù)國(guó)家人群都有可能正在面臨著由于Cd攝入帶來(lái)的健康風(fēng)險(xiǎn)。

2 食用大米是我國(guó)人群Cd攝入量的主要來(lái)源

我國(guó)人群Cd平均攝入量逐年遞增（圖1）。Song等[6]在2015年調(diào)查了全國(guó)31個(gè)省、自治區(qū)市場(chǎng)上228 687份食品中Cd的濃度，根據(jù)2002年全國(guó)營(yíng)養(yǎng)和健康調(diào)查的膳食數(shù)據(jù)，計(jì)算出了我國(guó)人群Cd平均攝入量，當(dāng)前成年人單位體質(zhì)量每月平均Cd攝入量為15.3 μg，為JECFA 2010年推薦值的61.2%。相比于1990年我國(guó)成年人Cd攝入量（僅為6.9 μg·kg-1BW·月-1），增加了1.2倍，年增速為0.27 μg·kg-1BW。如果按照這個(gè)增速，預(yù)計(jì)35年后，我國(guó)人群Cd的攝入量會(huì)達(dá)到JECFA推薦值。這種趨勢(shì)十分令人擔(dān)憂，因此有必要采取措施來(lái)降低我國(guó)人群Cd的攝入量。

相比于水產(chǎn)品和動(dòng)物來(lái)源的食品，植物來(lái)源的食品中Cd濃度雖然不是很高，但由于食用量大，因此植物來(lái)源食品是我國(guó)人群Cd攝入的主要來(lái)源，其中大米為主要貢獻(xiàn)者，平均占56%（圖1），大米貢獻(xiàn)南北差異較大，對(duì)南方人群貢獻(xiàn)占65%，對(duì)北方人群貢獻(xiàn)占38%，其次是面粉（12%）和葉菜（11%）[6]。在日本，大米貢獻(xiàn)占44%，蔬菜和海藻占16%，魚(yú)與海鮮類產(chǎn)品占11%（UNEP，2008）。在歐洲，谷物和谷類食品貢獻(xiàn)占27%，蔬菜類占16%，塊莖類食物占13%（EFSA，2008）。由于亞洲國(guó)家人群大米食用量大，因此Cd攝入量（6.9～17 μg·kg-1BW·月-1）普遍要比美國(guó)（4.6 μg·kg-1BW·月-1）及歐洲國(guó)家（5.2～9.1 μg·kg-1BW·月-1）人群高[7]。

兒童是Cd暴露高風(fēng)險(xiǎn)群體，1～10歲兒童Cd攝入量是成年人的1.5～2倍，這主要是由于兒童單位千克體質(zhì)量攝取的食物量較成人大[4，6，8]。因此，有必要對(duì)嬰兒和兒童食品中Cd的含量標(biāo)準(zhǔn)重新修訂，尤其是以大米為原料的嬰兒和兒童食品。歐盟在2015年曾對(duì)嬰兒和兒童食品中As的含量進(jìn)行修訂，提議把以大米為原料的嬰兒和兒童食品中無(wú)機(jī)砷含量標(biāo)準(zhǔn)降至0.1 mg·kg-1，該提案于2017年起正式生效。到目前為止，對(duì)嬰兒和兒童食品中Cd含量的限量還沒(méi)有特殊限定。Cd的平均攝入量在性別之間差異不顯著，但需要指出的是女性較男性更易受到Cd的危害。在日本Jinzu流域被確診的166例“痛痛病”病人中163例為有多次生育的婦女[9]。這主要是因?yàn)閶D女身體經(jīng)常缺鐵，從而導(dǎo)致對(duì)食物中Cd的吸收效率較男性高[10]。身體缺鐵會(huì)導(dǎo)致Fe2+轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白，如二價(jià)金屬轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白1（Divalent metal transport，MDT1）和ZRT-、IRT-類蛋白8（ZIP8）表達(dá)上調(diào)，而這類蛋白也被研究證實(shí)為介導(dǎo)人體Cd2+吸收的主要蛋白[11-12]。

圖1 我國(guó)人群Cd平均攝入量以及大米對(duì)我國(guó)和其他國(guó)家Cd攝入量的貢獻(xiàn)Figure 1 Dietary Cd intake of Chinese general populations as a function of year and the contribution from consumption of rice for Chinese,Japan,South Korea and Europe

3 我國(guó)南方部分地區(qū)大米Cd含量超標(biāo)情況嚴(yán)重

我國(guó)市售大米Cd含量超過(guò)國(guó)家大米Cd限量標(biāo)準(zhǔn)（0.2 mg·kg-1）比例在2.2%～10% 左右[14-16]，但南方部分地區(qū)有相當(dāng)一部分大米Cd含量超過(guò)1 mg·kg-1（鎘大米），有些稻米Cd含量甚至高達(dá)4～5 mg·kg-1，超標(biāo)形勢(shì)異常嚴(yán)峻（表1）?？傮w而言，南方地區(qū)稻米Cd超標(biāo)率在23%左右，在污染較為嚴(yán)重的省份如湖南、廣東和廣西，稻米超標(biāo)率高達(dá)60%～88%[14，17]。根據(jù)全國(guó)大米市場(chǎng)調(diào)查數(shù)據(jù)，體質(zhì)量60 kg左右的成人每日Cd攝入量為11～39 μg，南方人群Cd攝入量是北方的1.8～2.8倍（表1）。不論是北方還是南方，都需要百年以上，才會(huì)使長(zhǎng)期攝入大米導(dǎo)致的人體Cd累積劑量達(dá)到2.6 g（即：50%人群出現(xiàn)Cd中等毒害癥狀）[13]（表1）。但在南方污染嚴(yán)重的區(qū)域，農(nóng)民長(zhǎng)期食用當(dāng)?shù)谻d污染大米，成人每日Cd攝入量高達(dá)142～214 μg，則出現(xiàn)中等Cd毒害癥狀僅需要33～50年，對(duì)于一些高暴露人群，假如每日都攝入同樣數(shù)量的Cd，則僅需4.7～8.3年就能達(dá)到Cd中等毒害水平（體內(nèi)累積2.6 g Cd），10～20年就能達(dá)到半數(shù)病人出現(xiàn)“痛痛病”等嚴(yán)重毒害癥狀（體內(nèi)累積3.8 g Cd），15～30年就可能達(dá)到Cd致死劑量5.4 g。

表1 大米Cd濃度、食用大米Cd暴露積累及產(chǎn)生中等毒害癥狀所需時(shí)間Table 1 Rice grain Cd concentrations，human Cd exposure and the time required to cause a mild Cd disease onset through consumption of rice

南方稻米Cd含量易超標(biāo)主要存在以下幾個(gè)方面原因：首先，過(guò)去的30年工業(yè)活動(dòng)導(dǎo)致農(nóng)田Cd污染嚴(yán)重。相比于1990年土壤普查，土壤Cd含量在華北、東北和西部地區(qū)增加了10%～40%，在南方和沿海地區(qū)增幅超過(guò)50%（國(guó)土資源部，2014）。在湖南省，土壤Cd背景值含量從1990年至今，由0.08 mg·kg-1增至0.5～0.6 mg·kg-1，增加了6～8倍[18]。除了礦業(yè)活動(dòng)直接導(dǎo)致農(nóng)田土壤Cd污染外，Cd污染灌溉水對(duì)土壤Cd的貢獻(xiàn)同樣不容忽視，尤其在南方雙季稻地區(qū)，灌溉水中Cd可能是農(nóng)田土壤Cd積累的主要來(lái)源[19]。假設(shè)灌溉水中含Cd 0.1～40 μg·L-1，通過(guò)灌溉每年向每公頃農(nóng)田輸入1～400 g Cd，高于大氣沉降Cd輸入（0.4～25 g·hm-2·a-1）[19]。其次，南方土壤大部分偏酸性，通常pH較低的土壤Cd生物有效性較高。據(jù)估計(jì)，土壤pH每降低1個(gè)單位，土壤Cd的生物有效性增加1.5倍[20]。在過(guò)去的30年，氮肥的過(guò)量施用和大氣酸沉降，導(dǎo)致我國(guó)土壤酸化嚴(yán)重[21-22]，湖南省將近50%的稻田土壤pH≤5.5。在湖南長(zhǎng)沙-株洲-湘潭地區(qū)，相比于1980年，土壤pH在過(guò)去30年下降接近1個(gè)單位（酸化速度為每年0.031單位）。土壤嚴(yán)重酸化勢(shì)必會(huì)加重稻米Cd含量的超標(biāo)。再次，秈稻作為南方主栽品種是導(dǎo)致南方稻米Cd含量過(guò)高的另一原因。秈稻Cd積累能力普遍較粳稻強(qiáng)[23-24]。但即使是秈稻品種之間，稻米Cd積累能力也有較大的差異[25]，這為通過(guò)種植Cd低積累品種從而降低Cd在稻米中的積累提供了可能。

4 影響稻田土壤Cd生物有效性的生物地球化學(xué)過(guò)程

土壤性質(zhì)和一些生物地球化學(xué)過(guò)程影響土壤Cd的生物有效性，進(jìn)而也會(huì)影響稻米Cd的積累。在眾多土壤性質(zhì)中，土壤pH經(jīng)常被發(fā)現(xiàn)在統(tǒng)計(jì)學(xué)上是土壤孔隙水Cd含量最為重要的影響因子之一，甚至?xí)r常比土壤總Cd含量對(duì)土壤孔隙水Cd含量的影響要大[26-27]。含Cd礦物的溶解度通常隨著pH增加而減少，這是堿性土壤Cd生物有效性時(shí)常偏低的主要原因[20]。土壤pH也能影響土壤固相表面Cd的吸附，從而影響Cd的生物有效性。因此能影響稻田土壤pH的農(nóng)藝添加措施都能間接影響到土壤Cd生物有效性及農(nóng)作物對(duì)Cd的吸收。例如，過(guò)量施用-N能導(dǎo)致土壤酸化[21-22，28]，從而增加土壤溶液中Cd濃度和作物Cd積累[29-31]。相反，通過(guò)添加堿性物料，例如石灰、生物炭，能降低Cd的生物有效性與稻米Cd的積累[22，32]。

稻田土壤氧化還原狀況是影響土壤Cd化學(xué)形態(tài)和溶解度的另一個(gè)重要因素。稻田有著特有的氧化-還原交替的水分變化規(guī)律，例如在水稻營(yíng)養(yǎng)生長(zhǎng)階段的淹水淹育，分蘗后期的排水控制無(wú)效分蘗，以及在籽粒灌漿期的排水烤田。稻田這種還原-氧化交替對(duì)Cd的生物有效性有著重要的影響。在淹水階段，微生物碳呼吸導(dǎo)致溶解氧快速消耗，氧化還原電位（Eh）降低，隨后土壤NO-3、Fe（Ⅲ）/Mn（Ⅲ/Ⅳ）氧化物、以及CO2等作為電子受體相繼被還原[33]。當(dāng)土壤Eh降至100 mV時(shí)開(kāi)始被微生物還原，還原產(chǎn)生的HS-、S2-等能與Cd形成不溶的CdS沉淀或與Fe、Zn硫化物形成共沉淀，這個(gè)過(guò)程通常能導(dǎo)致土壤孔隙水中Cd濃度低于0.1 μg·L-1[20]。這種難溶性硫化物的產(chǎn)生以及淹水導(dǎo)致土壤pH升高是酸性水稻土在淹水條件下Cd溶解性較低的主要原因。到目前為止，這種CdS純礦物或與Fe、Zn硫化物形成共沉淀的可能性在實(shí)際田間污染土壤中還沒(méi)有被證實(shí)。在堿性石灰性土壤，Cd的溶解度較低，主要是由于過(guò)高的/能導(dǎo)致CdCO（3Otavite）形成，另外還可能以表面吸附或進(jìn)入內(nèi)部的形式與CaCO（3Calcite）共沉淀[34]。雖然稻田持續(xù)淹水能降低孔隙水中Cd濃度，但是在稻田后期排干的過(guò)程中，O2又重新進(jìn)入土壤，含Cd硫化物快速氧化又會(huì)重新釋放Cd2+和，同時(shí)也會(huì)釋放出Zn2+和Fe2+。利用純礦物體系的研究結(jié)果表明，不同硫化物氧化速率存在差異，CdS氧化速度要比ZnS快，Cd的釋放速率取決于Cd/Zn和Cd/Fe比例[35-36]，但在實(shí)際稻田土壤中，對(duì)含Cd的硫化物氧化動(dòng)態(tài)的認(rèn)識(shí)還不清楚。在厭氧條件下，純CdS礦物理論上能存在于還原性的沉積物[37-38]，然而在實(shí)際的淹水稻田里，純CdS產(chǎn)生的可能性較小[35-36]，主要是因?yàn)樵趯?shí)際條件下，Cd的濃度相對(duì)于Zn或Fe濃度要低至少2個(gè)數(shù)量級(jí)。因此，Cd更易與Zn、Fe等硫化物形成共沉淀[20，35]。例如在閃鋅礦（Sphalerite，ZnS）中Zn被Cd同晶置換率高達(dá)4 mol%，被Fe同晶置換能高達(dá)20 mol%[39]。在土壤排干氧化過(guò)程中，F(xiàn)e2+氧化、水解過(guò)程釋放質(zhì)子導(dǎo)致土壤pH降低，這又進(jìn)一步提高了稻田排干過(guò)程的Cd的生物有效性[40]。硫化物氧化和土壤pH降低是導(dǎo)致稻田土壤氧化階段Cd生物有效性大幅度增加的兩個(gè)主要因素，這個(gè)時(shí)期對(duì)應(yīng)的是水稻抽穗至成熟階段，也是稻米Cd積累較高的主要原因。我們近期研究發(fā)現(xiàn)，稻米大約90%的Cd主要是在稻田排水氧化階段積累的。我國(guó)稻田土壤類型眾多，不同土壤氧化階段Cd釋放速率差異較大，導(dǎo)致這樣Cd活性差異的機(jī)制目前不是很清楚，猜測(cè)可能跟還原階段Cd形成的硫化物共沉淀類型以及Cd占的比例有關(guān)。

錳（Mn）氧化物具有很強(qiáng)的氧化能力和吸附能力，也能影響Cd的生物有效性與水稻Cd吸收。一方面，土壤中高含量的Mn氧化物能影響到Fe和S的生物地球化學(xué)過(guò)程，例如延遲Fe氧化物的還原溶解，這能提高Fe氧化物對(duì)Cd的吸附容量；另一方面，Mn氧化物還原溶解會(huì)釋放過(guò)量的Mn2+進(jìn)入土壤溶液，這會(huì)抑制水稻根系對(duì)Cd2+的吸收（見(jiàn)水稻Cd吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)的分子機(jī)制部分）。在氧化階段，Mn2+又會(huì)重新氧化形成Mn氧化物，Mn氧化物具有很強(qiáng)的吸附能力，又會(huì)吸附更多的Cd2+。稻田排干過(guò)程Mn2+重新氧化對(duì)Cd生物有效性的影響程度目前仍然不是很清楚。

5 水稻Cd吸收與轉(zhuǎn)運(yùn)的分子機(jī)制

水稻籽粒積累Cd主要有以下三個(gè)主要過(guò)程：（1）根系吸收、液泡區(qū)隔化、木質(zhì)部裝載以及隨后根到地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)；（2）水稻莖節(jié)中微管組織之間重新分配與向穗中運(yùn)輸；（3）通過(guò)韌皮部從葉片到籽粒的重新分配與運(yùn)輸[41-43]。一般認(rèn)為從根向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)過(guò)程是地上部Cd積累以及韌皮介導(dǎo)Cd向籽粒運(yùn)輸?shù)闹饕拗撇襟E[44]。在稻谷籽粒灌漿和成熟階段，大量的Cd會(huì)通過(guò)木質(zhì)部運(yùn)輸?shù)焦?jié)部的韌皮部，導(dǎo)致Cd更容易向上一個(gè)節(jié)運(yùn)輸和最終進(jìn)入籽粒。水稻在營(yíng)養(yǎng)生長(zhǎng)階段葉片中積累的Cd又會(huì)重新通過(guò)韌皮部轉(zhuǎn)移至節(jié)中，隨后Cd又會(huì)重新分配，部分Cd又會(huì)重新轉(zhuǎn)運(yùn)至籽粒[41]。但在實(shí)際情況下，從葉片重新轉(zhuǎn)運(yùn)的Cd占稻米Cd積累的比例可能并不是很高。

Cd主要是通過(guò)搭便車(chē)的形式，利用必需元素轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白被植物吸收。水稻OsNramp5（Natural resistance-associated protein 5）是水稻根系吸收Mn2+的膜轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白，也被發(fā)現(xiàn)是水稻根系吸收Cd2+的主要途徑[45-47]。OsNramp5轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白位于根外皮層和內(nèi)皮層細(xì)胞質(zhì)膜上，并且呈外側(cè)極性分布[45]。敲除和敲低OsNramp5能顯著降低地上部和籽粒中Mn與Cd含量[45]。Ishikawa等[47]從輻射誘變的水稻群體里篩選到了3株籽粒Cd很低的植株，并發(fā)現(xiàn)OsN?ramp5是這3株低Cd表型的突變基因。田間試驗(yàn)結(jié)果也表明，這些突變株籽粒中Cd積累含量極低；研究還發(fā)現(xiàn)，雖然突變株Mn含量也比野生型低，但未對(duì)突變株生長(zhǎng)和稻谷產(chǎn)量產(chǎn)生負(fù)面影響[47]。通過(guò)CRISPR/Cas9敲除OsNramp5也能顯著降低籽粒Cd濃度，并且未發(fā)現(xiàn)稻谷產(chǎn)量受損[48]。雖然這些研究未發(fā)現(xiàn)Os?Nramp5突變株減產(chǎn)，但有些研究報(bào)道突變株Mn吸收能力減少導(dǎo)致缺Mn和減產(chǎn)的現(xiàn)象[45，49]，因此在Mn有效性較低的土壤，田間應(yīng)用OsNramp5突變株有待進(jìn)一步驗(yàn)證。已有研究報(bào)道其他轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白如OsN-ramp1，OsIRT1（Iron-regulated transporter 1）和OsIRT2也能介導(dǎo)Cd2+吸收[50-51]，但它們貢獻(xiàn)要遠(yuǎn)比OsNramp5低[45]。

Cd被OsNramp5等蛋白吸收轉(zhuǎn)運(yùn)進(jìn)入體內(nèi)，隨后徑向向木質(zhì)部運(yùn)輸，這個(gè)過(guò)程會(huì)受根細(xì)胞液泡的區(qū)隔化限制。水稻不同品種莖葉和籽粒Cd含量存在著基因型差異[23，25，52-54]，并且發(fā)現(xiàn)這些差異與木質(zhì)部 Cd濃度有著很好的相關(guān)性，因此認(rèn)為Cd從根向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)是莖葉和籽粒Cd積累的關(guān)鍵過(guò)程[44]。Ueno等[55]和Miyadate等[56]相對(duì)獨(dú)立地克隆到一個(gè)控制Cd地上部積累的基因，該基因編碼P1B-type ATPase3轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白基因OsHMA3。這個(gè)轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白位于液泡膜上，能把細(xì)胞質(zhì)中Cd轉(zhuǎn)運(yùn)到液泡中儲(chǔ)存，因此能限制Cd向木質(zhì)部的徑向運(yùn)輸[55-56]。秈稻品種Cd積累量偏高主要是由于存在OsHMA3功能缺失的等位基因。因此，沉默OsHMA3會(huì)增強(qiáng)Cd向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)，而過(guò)表達(dá)OsHMA3能進(jìn)一步降低低Cd品種的籽粒Cd含量[55-56]。最近我們也在粳稻品種中發(fā)現(xiàn)了一類新型的OsHMA3功能缺失的等位基因，這是導(dǎo)致粳稻一些品種Cd積累較高的主要原因[57]。同樣，其他植物HMA3的同源基因可能會(huì)有同樣的作用，例如，功能退化的AtHMA3等位基因被發(fā)現(xiàn)是擬南芥不同品種葉片Cd濃度自然變異的主要因素[58]；SpHMA3被發(fā)現(xiàn)在Cd/Zn超積累植物伴礦景天（Sedum plumbizincicola）Cd解毒過(guò)程中起關(guān)鍵作用[59]。

Cd被水稻根系吸收后，一部分會(huì)被OsHMA3的同源蛋白OsHMA2向韌皮部轉(zhuǎn)運(yùn)。OsHMA2轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白在根中定位于中柱鞘細(xì)胞的質(zhì)膜上，在節(jié)上定位于擴(kuò)大和擴(kuò)散維管束的木質(zhì)部導(dǎo)管伴胞和韌皮部薄壁細(xì)胞上[60-62]。在根中，OsHMA2負(fù)責(zé)從質(zhì)外體向原生質(zhì)體運(yùn)輸Zn和Cd，從而能提高通過(guò)韌皮部途徑運(yùn)輸?shù)腃d[60]。OsHMA2突變能顯著抑制營(yíng)養(yǎng)生長(zhǎng)階段Cd從根向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)[60-62]。在節(jié)中，OsHMA2主要負(fù)責(zé)把Cd和Zn向韌皮部裝載，有利于向上一節(jié)和圓錐花序分配[60]。通過(guò)轉(zhuǎn)座子插入擾亂OsHMA2功能，也能降低葉和籽粒Cd濃度[60-62]。最近，Luo等[63]發(fā)現(xiàn)了編碼一個(gè)植物防御素類蛋白基因CAL1，該蛋白定位于根內(nèi)皮層和木質(zhì)部薄壁細(xì)胞上，能通過(guò)螯合Cd并跨細(xì)胞膜分泌到胞外的方式，將Cd從細(xì)胞質(zhì)中卸載出來(lái)，進(jìn)入木質(zhì)部中參與長(zhǎng)途轉(zhuǎn)運(yùn)。這一過(guò)程有利于調(diào)控Cd在葉片等營(yíng)養(yǎng)器官的積累，屏蔽了螯合態(tài)Cd再次跨膜進(jìn)入韌皮部向水稻籽粒的再分配過(guò)程[63]。Os-LCT1（Low-affinity cation transport）是已被報(bào)道能介導(dǎo)水稻節(jié)中Cd從木質(zhì)部向韌皮部運(yùn)輸?shù)霓D(zhuǎn)運(yùn)蛋白[64]。OsLCT1定位于節(jié)上擴(kuò)大和擴(kuò)散維管束外圍細(xì)胞上。敲低OsLCT1能導(dǎo)致籽粒Cd含量降低50%以上[64]。這些水稻Cd吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)以及最終籽粒Cd積累的關(guān)鍵基因和轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的發(fā)現(xiàn)為低Cd積累的水稻品種篩選和遺傳育種提供了重要的理論依據(jù)。

6 稻田Cd污染阻控的措施

為了降低稻米Cd的含量，Bolan等[65]和Zhao等[19]研究者提出了一系列的農(nóng)藝和育種策略，包括減少稻田土壤Cd的輸入、對(duì)已污染的土壤降低其Cd的生物有效性、篩選和培育Cd低積累水稻品種以及Cd污染土壤的修復(fù)。

鑒別和減少農(nóng)田Cd污染源是阻控土壤污染的第一步。我國(guó)南方土壤Cd污染嚴(yán)重的區(qū)域基本都是礦業(yè)活動(dòng)比較密集的地區(qū)，礦業(yè)活動(dòng)導(dǎo)致大量Cd進(jìn)入周邊的農(nóng)田和水體。因此在一些污染嚴(yán)重的地區(qū)，需要通過(guò)嚴(yán)格監(jiān)控和嚴(yán)格執(zhí)行環(huán)境保護(hù)法阻止土壤Cd污染進(jìn)一步擴(kuò)大。

一系列農(nóng)藝措施能降低土壤Cd的生物有效性。通過(guò)水分管理調(diào)控土壤Eh被認(rèn)為是相對(duì)容易、成本較低的阻控措施。保持稻田處在淹水狀態(tài)，尤其是在水稻灌漿結(jié)實(shí)階段，通常能降低土壤Cd的有效性和籽粒Cd的含量[66-68]。但值得一提的是，保持長(zhǎng)期淹水卻增加了土壤As的有效性和稻米As的含量[66-67，69]。土壤Cd生物有效性受土壤pH影響較大，能增加土壤pH的農(nóng)業(yè)措施，例如添加石灰和生物炭，均能有效地降低土壤Cd的生物有效性[22，70]。土壤Zn/Cd比例也被認(rèn)為是調(diào)控Cd硫化物氧化速率的方式。鑒于不同土壤Zn/Cd比例差別很大，能否在實(shí)際稻田系統(tǒng)中，通過(guò)控制土壤Zn/Cd比例來(lái)降低Cd的生物有效性有待進(jìn)一步研究。

對(duì)水稻Cd吸收與轉(zhuǎn)運(yùn)分子機(jī)制的解析為阻抗農(nóng)田Cd污染提供了一個(gè)相對(duì)科學(xué)理性的方式。一方面能培育稻米Cd含量安全的水稻品種，另一方面還能通過(guò)秸稈等部位高積累Cd的水稻品種來(lái)移除土壤Cd。一個(gè)經(jīng)典的例子就是種植OsNramp5突變體，在Cd污染的土壤上籽粒Cd的含量?jī)H0.01～0.03 mg·kg-1[47]。同樣，通過(guò)CRISPR/Cas9敲除OsNramp5能降低籽粒Cd的含量，能從野生型的0.33～2.9 mg·kg-1降至 ＜0.05 mg·kg-1[48]。在田間條件下，過(guò)表達(dá)OsHMA3、敲除或敲低OsHMA2、OsLCT1也能降低籽粒Cd的含量[55，60-61，64]。因此尋找 OsNramp5、OsHMA2、OsLCT1功能缺失的等位基因也能為選育低Cd積累的水稻品種提供一種方式，因?yàn)檫@些等位基因很容易通過(guò)育種工程整合到當(dāng)前的主栽品種基因組中。然而需要指出的是，這些基因也參與了植物必需元素的吸收與轉(zhuǎn)運(yùn)，它們的功能缺失雖能減少稻米Cd的積累，但也能潛在降低籽粒中必需營(yíng)養(yǎng)元素如Mn、Fe、Zn的含量。因此，理想的狀態(tài)是通過(guò)基因編輯技術(shù)精心設(shè)計(jì)這些轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白，去改造OsNramp5獲取一些對(duì)Mn吸收專一的變異體，即：僅能轉(zhuǎn)運(yùn)Mn不能轉(zhuǎn)運(yùn)Cd。另外在不改變專一性的前提下，通過(guò)轉(zhuǎn)基因的方法調(diào)控轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白基因表達(dá)也是一種成功的方式。例如，過(guò)表達(dá)OsHMA3能導(dǎo)致籽粒Cd大幅度下降，而且并不影響水稻產(chǎn)量以及Fe、Zn的含量[55]?？紤]稻米Zn、Fe濃度相對(duì)其他作物偏低，生物強(qiáng)化這兩種元素也被認(rèn)為能降低人體Cd吸收，這就是所謂的“營(yíng)養(yǎng)降Cd”[71]。

植物修復(fù)被認(rèn)為是低成本和環(huán)境友好的修復(fù)污染土壤的方法。對(duì)于Cd污染的農(nóng)田土壤，鑒于土壤Cd的絕對(duì)濃度較低，而且移動(dòng)性較強(qiáng)，植物修復(fù)可能是一種可行的方法，需要克服一系列技術(shù)難點(diǎn)[19]。在溫室和小尺度的田間種植Cd/Zn超積累植物東南景天（Sedum alfredii）、伴礦景天（Sedum plumbizincicola）已被報(bào)道用于土壤Cd的修復(fù)[72-73]。但由于播種、雜草防除、疾病控制以及收獲等面臨著一些困難，超積累作物在大尺度稻田土壤上可能并不是一種合適的方法[74]。利用Cd高積累的秈稻品種，通過(guò)秸稈積累提取方式來(lái)達(dá)到修復(fù)Cd污染農(nóng)田的目的[74]。從這方面看，利用OsHMA3功能缺失的等位基因的水稻品種可能更適用于這個(gè)目的[55，57]。另外，可以通過(guò)增強(qiáng)土壤Cd有效性的農(nóng)藝措施來(lái)增加作物提取修復(fù)Cd的效率。

7 研究問(wèn)題與展望

我國(guó)農(nóng)田土壤Cd污染已經(jīng)是一個(gè)普遍的環(huán)境問(wèn)題，危害農(nóng)產(chǎn)品安全和人體健康。我國(guó)近十年來(lái)針對(duì)土壤重金屬污染的熱點(diǎn)問(wèn)題也開(kāi)展了不少研究工作，打下一定科學(xué)理論和技術(shù)研發(fā)基礎(chǔ)，但在以下幾個(gè)方面有待加強(qiáng)研究：

（1）稻米主產(chǎn)區(qū)農(nóng)田Cd源解析與污染特征認(rèn)識(shí)不夠清楚，工業(yè)活動(dòng)、農(nóng)業(yè)添加、大氣沉降、地質(zhì)背景等不同途徑對(duì)農(nóng)田土壤Cd與農(nóng)產(chǎn)品Cd的貢獻(xiàn)的研究相對(duì)缺乏，只有認(rèn)清貢獻(xiàn)，才能有效地切斷污染源頭。

（2）污染地區(qū)與Cd相關(guān)的流行病學(xué)研究不足，鑒于我國(guó)南方部分地區(qū)大米Cd含量超標(biāo)情況不容樂(lè)觀，長(zhǎng)期食用Cd污染糧食勢(shì)必會(huì)導(dǎo)致健康問(wèn)題，這方面的研究亟需開(kāi)展。

（3）我國(guó)稻田土壤類型眾多，不同土壤中Cd在氧化階段釋放速率差異明顯，其機(jī)制不是很清楚，因此需要深入研究控制土壤Cd生物有效性及從土壤向水稻遷移的關(guān)鍵生物地球化學(xué)過(guò)程與主控因素，解析生物過(guò)程與非生物過(guò)程的貢獻(xiàn)與作用機(jī)制。

（4）在水稻自然變異群體里，篩選控制水稻Cd吸收與轉(zhuǎn)運(yùn)的優(yōu)異等位基因，開(kāi)展Cd低積累水稻品種篩選與育種工作；另外可通過(guò)基因工程改造OsN-ramp5、OsHMA2和OsLCT1等轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的專一性或過(guò)表達(dá)OsHMA3等基因，培育一批Cd積累低且其他礦質(zhì)營(yíng)養(yǎng)元素積累并不受影響的水稻品種；培育一批既能在生產(chǎn)上滿足籽粒Cd含量安全，又能在修復(fù)上秸稈部位高Cd積累的“既生產(chǎn)又修復(fù)”的水稻品種。

（5）一些措施例如水分管理、種植低積累水稻品種、提高土壤pH等能有效降低稻米Cd的積累，但是Cd與As是一對(duì)矛盾體，對(duì)于Cd與As復(fù)合污染土壤，這些措施在降低Cd的同時(shí)，不可避免地增加了稻米As的積累，目前關(guān)于農(nóng)田土壤Cd、As復(fù)合污染阻控研究相對(duì)不足，要進(jìn)一步加強(qiáng)。