鐘旻依，張新全，楊昕穎，胡乙月，姜 杏，聶 剛

（四川農業(yè)大學動物科技學院，四川 成都 611130）

近年來，土壤重金屬污染日益加劇，農業(yè)生產受到嚴重威脅，特別在礦產資源開發(fā)利用活動中產生的廢棄地，已嚴重影響我國生態(tài)安全，威脅著礦區(qū)及下游動植物生存和人民的正常生活。目前認為重金屬是指原子密度大于5 g·cm-3的一類金屬元素，主要包括鎘(Cd)、鉻(Cr)、汞(Hg)、鉛(Pb)、銅 (Cu)、鋅 (Zn)、砷 (As)、銀 (Ag)、錫 (Sn)等[1]。鉻(Cr)作為地球上第七大元素[2]，在自然界中存在不同的氧化價態(tài)[3]，其中三價(Ⅲ)和六價(Ⅵ)是其最穩(wěn)定和最常見的價態(tài)，三價鉻是人體必需的微量元素，在血糖調節(jié)方面有重要作用[4]，而六價鉻的毒性高于三價鉻100倍，具有嚴重的毒害作用[5]，且其化學活性更高，也更容易被植物所吸收。

隨著工業(yè)化迅猛發(fā)展，鉻在化工業(yè)中被廣泛應用，導致其向環(huán)境中釋放的速度加快。鉻化合物會由于采礦、顏料制造、石油精煉、皮革鞣制、木材保存、紡織品制造、紙漿加工和殺菌劑開發(fā)等大量工業(yè)操作導致環(huán)境污染[6]。據(jù)估計，印度每年有2 000 t以上的鉻通過皮革工廠廢液排放到自然水源中，這些廢液中鉻濃度可達2 000～5 000 mg·L-1，遠超允許的2 mg·L-1的鉻濃度最大閾值[7]。而在美國，鉻合金生產地區(qū)土壤中鉻的濃度也達到了25.9 g·kg-1[8]。在我國，鉻污染情況同樣不容樂觀。在我國國民經(jīng)濟中約15%的產品與鉻鹽有關，每生產1 t鉻鹽產品要排放2.5 t以上的鉻渣，而鉻渣中的Na2CrO4和CaCrO4是造成環(huán)境污染的主要成分[9-10]。目前，我國已存在總面積2 000多萬hm2受鉻等重金屬污染的耕地[11]。據(jù)2014年環(huán)保部和國土資源部聯(lián)合發(fā)布的《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，南方土壤受重金屬污染重于北方[12]，以四川省為例，該省作為全國14個重金屬污染重點省(區(qū))之一，由于礦山開采、重金屬加工和生產，污染尤為嚴重[13]。姚學良和廖遠安[14]在四川成都金牛區(qū)50 km2調查范圍的農業(yè)土壤中發(fā)現(xiàn)，Cd、As、Cr等有害金屬污染的耕地面積約在50%以上。四川地區(qū)垃圾中Cr含量濃度為35.39～179.63 mg·kg-1，也已經(jīng)超出了土壤環(huán)境質量標準[15]。代英[16]對成都平原土樣分析后發(fā)現(xiàn)鉻檢出率為100%，鉻含量超標率為0.70%。以小見大，這些數(shù)據(jù)皆表明其他省市鉻污染情況也不容小覷。土壤被重金屬鉻污染后會進一步影響在其上生長的農作物，對人類食品安全造成潛在威脅。目前在一些地區(qū)紅薯(Ipomoea batatas)[17]和小麥(Triticum aestivum)[18]等作物中都已發(fā)現(xiàn)鉻含量超標，有效治理重金屬鉻污染土壤已迫在眉睫。

對于重金屬污染土壤的修復，其基本原理主要包括兩方面：固化作用和活化作用。最早的修復方式主要以挖掘填埋法為主，但可持續(xù)性不強且治理效果不明顯。隨著科技的進步，如今對于重金屬土壤污染的治理已發(fā)展到使用化學固土[19]、土壤淋洗[20]、電動修復[21]以及使用植物進行生態(tài)修復[22]。前幾種方法相對成本高，費人費力且釋放的化學試劑本身可能對土壤環(huán)境造成二次污染。利用植物進行土壤重金屬修復成本相對較低，且具有良好的經(jīng)濟及生態(tài)效益，是未來開發(fā)利用的重點方向。

選育適宜土壤重金屬修復植物，首先要了解重金屬對植物的影響。植物應答外界重金屬脅迫響應是一個復雜的過程，至少包括感受重金屬脅迫信號、啟動抵御重金屬脅迫機制以及產生重金屬脅迫傷害等反應過程[23]?？偟膩碚f，重金屬鉻脅迫影響植物種子萌發(fā)，阻礙根系、莖稈和葉片生長，從而影響總的植物干物質含量及產量。另外，在植物細胞內，其毒害作用會破壞植物細胞膜及內部組分、改變體內相關酶活性，進而改變植物體內基因表達，調控特異性蛋白的合成。通常，植物可以通過外部排斥避免重金屬鉻進入細胞內部，比如利用細胞壁的阻隔[24]，另一些為了耐受重金屬鉻，會在體內自身代謝產生螯合物質(如有機酸、氨基酸、蛋白質等)與重金屬結合[25]，在進入細胞前有效緩解鉻的影響；同時增強體內抗氧化防御機制[26]，減少鉻脅迫產生的活性氧對自身的傷害。

利用Web of Science檢索了2010年至今全世界對幾種常見重金屬元素的研究，鉻有關的達到了73 213項，并且隨年份有逐漸增加的趨勢(表1)，但是大部分研究還是偏向工業(yè)(如材料科學、工程學、物理化學等)，針對環(huán)境生態(tài)影響方面的研究比例較小(圖1)。目前，國內外對植物響應重金屬鉻脅迫的機制研究相對單一[27-29]，基于分子層面的綜述報道依舊相對較少。本文通過分析近年來重金屬鉻脅迫對植物生長發(fā)育、生理生化和分子調控影響的相關國內外研究，將植物對鉻脅迫的響應機制做多層面的總結梳理，以期為今后開發(fā)土壤重金屬鉻污染修復植物、選育耐重金屬鉻脅迫低毒作物、探討植物對重金屬解毒的一般機制提供科學參考和理論依據(jù)。

表 1 在Web of Science 檢索的幾種常見重金屬元素2010-2019年相關研究發(fā)文量Table 1 Number of Web of Science publication entries related to several common heavy metals from 2010 to 2019

圖 1 在Web of Science 檢索的2010年至今每年鉻相關研究發(fā)文量Figure 1 Number of chromium-related Web of Science publication entries since 2010

1 鉻脅迫對植物生長發(fā)育的影響

植物生長發(fā)育是其關鍵的生命進程，會受到各種環(huán)境因素的影響。鉻作為植物的一種非必需元素，其高毒性會影響植物種子發(fā)芽、根系和地上部生長發(fā)育等(表2)。

1.1 鉻脅迫對植物種子發(fā)芽的影響

種子發(fā)芽對于依靠種子繁殖的植物來說是其受到重金屬鉻影響的最初過程，也是反映該種植物對鉻耐受水平的首要表現(xiàn)。通常認為，重金屬鉻對種子萌發(fā)表現(xiàn)為抑制作用，如在小麥中100 mg·L-1的鉻處理后其發(fā)芽率降低近10%，同樣的抑制作用在甜瓜(Cucumis melo)[30]和黃麻(Corchorus spp. and Hibiscus spp.)[31]中也有發(fā)現(xiàn)。但也有研究表明，低濃度的鉻可以對青菜(Brassica chinensis)種子萌發(fā)起促進作用，之后隨處理濃度增加才逆轉為對主根生長的明顯抑制[32]。另外，不同植物種子對鉻脅迫濃度的耐性不同，而不同鉻離子濃度對植物種子發(fā)芽的影響也不同。5 mg·L-1及以下濃度對水稻(Oryza sativa)種子對發(fā)芽勢無明顯影響，而當鉻處理濃度大于25 mg·L-1時，種子表現(xiàn)出只發(fā)芽不發(fā)根的狀態(tài)[33]。究其原因，重金屬鉻對種子萌發(fā)的抑制作用可能是由于其對淀粉酶活性和糖類到胚軸轉運有所抑制，同時使蛋白酶活性增強所致[43]，而低濃度出現(xiàn)促進作用的原因可能是此時的α淀粉酶活性有所增加，有利于為胚芽發(fā)育供糖[44]從而促進種子萌發(fā)。

1.2 鉻脅迫對植物地下部的影響

根系是植物最先接觸土壤重金屬離子的部位，也是吸收重金屬的關鍵場所，決定了關于植物根系生長的研究極為重要，在先前一些研究中鉻脅迫對植物根系生長表現(xiàn)出低促高抑的效果。研究發(fā)現(xiàn)，5 mg·L-1的鉻處理能極大促進紫花苜蓿(Medicago sativa)幼苗的根系生長，但當劑量上升到20 mg·L-1時促進作用就會逆轉為抑制[34]。同樣20 mg·L-1的鉻處理濃度使田旋花(Convolvulus arvensis)根長減少了77%，此后繼續(xù)增加鉻處理濃度對其根長的影響無明顯差異[38]。Panda和Patra[45]發(fā)現(xiàn)，在同時有加氮處理存在時，1 μmol·L-1的鉻也表現(xiàn)出能增加幼苗的根長的作用。但Del Bubba等[37]發(fā)現(xiàn)，50 mg·kg-1的鉻處理使野生型煙草(Nicotiana langsdorffii)根系

生物量極大減少，根中鉻的積累量達到了2 600 μg·g-1。蘿卜(Raphanus sativus)的胚根用10 mg·L-1鉻處理20 d后根長減少了80%，根系生長明顯受阻[39]。鉻脅迫還導致了紫花苜蓿、高羊茅(Festuca arundinacea)、白三葉(Trifolium repens)側根數(shù)減少，且根尖發(fā)黃壞死，出現(xiàn)斷根等現(xiàn)象[27]。但對于同一處理濃度，六價鉻對洋蔥(Allium cepa)根長的抑制效果明顯高于三價鉻[46]。并且不同植物在同一處理濃度受抑制程度也不同，例如100 mg·L-1的鉻處理7 d后扁豆(Lablab purpureus)根系長度僅減少31%，而芝麻(Sesamum indicum)根系長度減少了86%以上[35]。最近，Wakeel等[36]發(fā)現(xiàn)六價鉻對擬南芥(Arabidopsis thaliana)初生根生長的抑制作用是通過促進AUXINRESISTANT1(AUX1)基因表達來增加生長素在根尖的積累以及影響它的極性運輸導致的。

表 2 鉻對植物生長發(fā)育影響的概況Table 2 Summary of effects of chromium on plant growth and development

根系細胞壁是植物阻隔重金屬進入體內的第一道屏障，它由胞間層、初生壁和次生壁三部分組成，富含纖維素、果膠和木質素等物質，這些物質又有著豐富的羥基、羧基等基團，金屬離子在進入細胞時會與這些基團部分結合而沉淀，減少其進入原生質層的量，因此有人提出了“區(qū)隔機制”[24]。在白三葉、紫花苜蓿、高羊茅[27]和水稻[47]的根細胞中均發(fā)現(xiàn)，鉻的主要貯存部位是細胞壁和細胞質，而在線粒體和葉綠體等質體中含量較低。張海敏等[48]在鉻處理后的青菜中還發(fā)現(xiàn)植株地上部分和根系細胞液泡中的鉻含量也達到了20%～40%，說明植物還可以將其轉運到液泡中，將其隔離出活躍的代謝場所，避免對其他細胞器產生毒害。

1.3 鉻脅迫對植物地上部的影響

鉻由根系進入植物體內，其中一部分會隨營養(yǎng)物質一起向植物地上部分輸送，從而影響莖葉等器官的生長。脅迫后地上生物量的減少是最直觀的表現(xiàn)。早在1971年，Turner和Rust已發(fā)現(xiàn)，用0.5 mg·L-1鉻處理的水培和 10 mg·L-1鉻處理的土培都可顯著減少大豆(Glycine max)地上部分的干物質含量[41]。同樣，在后來的水稻和小槐葉萍(Salvinia minima)等植物研究中都出現(xiàn)類似的結果[40,42]。鉻脅迫后植物株高也會受到明顯的影響。Nath等[39]發(fā)現(xiàn)5 mg·L-1的六價鉻就可以使蘿卜幼苗高度減少近50%，田旋花在六價鉻處理后莖的伸長也被極大抑制[38]，同樣的影響在三價鉻處理后的紫花苜蓿中也可發(fā)現(xiàn)[49]。然而植物干物質含量與株高也并不完全正相關，雖然80 mg·L-1的鉻處理能極大抑制田旋花莖桿的伸長，但并不影響其葉片生物量的積累[38]。通常認為是鉻的存在影響了植物光合作用，干擾植物生長，在浮萍(Lemna minor)中，隨處理濃度增加，浮萍葉片顏色會逐漸變黃，葉綠素及類胡蘿卜素含量顯著下降[50]。但小槐葉萍雖然干物質含量隨鉻處理濃度的增加不斷減少，葉綠素及類胡蘿卜素含量并不受鉻影響，推測鉻也可以通過干擾除光合作用外其他的細胞過程來阻礙植物生長[42]。水稻經(jīng) 100、200、400 mg·kg-1的鉻處理后，分蘗期、孕穗期和灌漿結實期根系干重雖然都在不斷下降，但根冠比呈上升趨勢，也表明重金屬鉻對植物地上部的抑制作用更加明顯[40]。

2 鉻脅迫對植物生理生化的影響

鉻在植物體內積累，必然會干擾其內穩(wěn)態(tài)，在微觀上對細胞結構產生破壞，影響抗氧化酶系統(tǒng)的動態(tài)平衡(表3)。

2.1 鉻脅迫對植物細胞膜透性的影響

細胞膜的選擇透過性可以防止胞外物質自由進出，使胞內環(huán)境相對穩(wěn)定，保證生命活動必須的各項生化反應能夠有序進行。當植物受到重金屬毒害后，這些有害金屬離子會損傷細胞膜，破壞其選擇透過性，使透性極大增加，引起膜脂過氧化，進而影響植物正常生長發(fā)育。相對電導率和丙二醛是用于衡量細胞膜損傷的兩項最常用指標，其中丙二醛作為膜脂過氧化的最終產物可以間接評價植物細胞膜的受損狀況[58]。韋江玲等[52]發(fā)現(xiàn)鉻脅迫使茳芏(Cyperus malaccensis)葉片相對電導率隨鉻濃度的升高而不斷增加，在500 mg·L-1的處理濃度時相對電導率增幅高達255.66%，丙二醛的增幅達到185.74%，細胞膜結構顯著被破壞。梁琪惠等[53]在用Cr、As、Pb、Cd四種重金屬組合處理茶樹(Camellia sinensis)葉片時發(fā)現(xiàn)，任意濃度的組合都可以使相對電導率有所增加，而在不同的重金屬處理組合中，因鉻濃度不同所導致的電導率變化幅度最大，并且依據(jù)正交實驗極差分析等結果，鉻對細胞膜透性的影響最強。

2.2 鉻脅迫對植物亞細胞結構的損傷

鉻在跨膜進入細胞后，勢必對細胞內部結構產生損傷。Gill等[54]研究發(fā)現(xiàn)油菜(Brassica napus)細胞在鉻脅迫的環(huán)境下，出現(xiàn)了較大體積黑色的質體小球(plastoglobuli，PG)，淀粉粒(starch grains，SG)體積和數(shù)目增加，葉綠體破裂，同時類囊體膜也發(fā)生損傷。而矮菜豆(Phaseolus vulgaris)經(jīng)鉻處理后，第一葉細胞中葉綠體有更多的基粒且與對照相比類囊體數(shù)目減少，第三葉細胞中出現(xiàn)了一個大的中心核，較小的液泡[55]。

表 3 鉻對植物生理生化影響的概況Table 3 Summary of effects of chromium on plant physiology and biochemistry

2.3 鉻脅迫對植物抗氧化酶系統(tǒng)的影響

正常情況下植物體內活性氧(reactive oxygen species，ROS)的合成與分解應該是處于動態(tài)平衡的，但當其受到鉻脅迫時，細胞氧化還原平衡被破壞，植株中活性氧含量明顯增加，誘導了超氧化物歧化酶(superoxide dismutase，SOD)、過氧化氫酶(Catalase，CAT)、過氧化物酶 (peroxidase，POD)和抗壞血酸過氧化物酶(ascorbate peroxidase，APX)等抗氧化酶的產生，用于抵御重金屬毒害作用，進而影響植物生長。不同植物的抗氧化酶系統(tǒng)對鉻脅迫的響應不同。Pandey等[26]用不同濃度的鉻處理芥菜(Brassica juncea)后發(fā)現(xiàn)，SOD、CAT和APX的活性在根中和葉中均表現(xiàn)出先增加后減少的趨勢，而谷胱甘肽轉移酶(glutathione transferase，GST)和谷胱甘肽還原酶(glutathione reductase，GR)則表現(xiàn)出不斷增加的趨勢。POD、CAT和SOD在六價鉻處理后的浮萍(Lemna minor)[56]，三價鉻處理后的紅樹植物秋茄(Kandelia candel)[57]和苦草(Vallisneria spiralis)[59]等植物中都有類似的表達趨勢。這是由于在受到鉻脅迫時，鉻離子作為信號分子會啟動植物抗氧化防御機制，而當脅迫傷害加劇時，抗氧化酶活性又會進一步下降。但在玉米(Zea mays)中CAT的含量隨鉻處理濃度增加表現(xiàn)出先減少后增加再減少的趨勢，這可能是由于CAT結構中含有鐵卟啉，鉻與鐵在代謝庫中存在互作從而降低其活性，也可能是鉻的存在影響了活性鐵的可利用性[57]。

3 鉻脅迫對植物分子調控的影響

隨著自然科學的蓬勃發(fā)展，人們開始發(fā)現(xiàn)植物對逆境的抗性機制與其本身基因表達調控密切相關，單純研究生理方向并不能解決全部科學問題。近年來，越來越多的科學家從分子生物學的角度探究重金屬鉻對植物的影響，發(fā)現(xiàn)植物在應對鉻脅迫時，體內基因表達、調控和蛋白合成都會相應隨之改變(表4)。

隨分子生物學研究技術的不斷發(fā)展，抗鉻脅迫的相關基因已有一些報道。在甘蔗(Saccharum spp.hybdrid)中，Jain等[60]發(fā)現(xiàn)在鉻脅迫下金屬硫蛋白(metallothionein，MT)基因在莖稈和葉片中表達量顯著增加，與前人報道中認為MT蛋白具有金屬結合能力及對過量金屬離子解毒作用的結果相一致[66-67]。Gill等[54]在鉻處理后的油菜中發(fā)現(xiàn)BnaA08g16610D、BnaCnng19320D和BnaA08g00390D基因均發(fā)生超表達，這些基因編碼核酸、過渡金屬離子結合蛋白、蛋白激酶活性和磷酸轉移酶活性，也發(fā)現(xiàn)了分子轉運蛋白基因BnaA04g26560D、BnaA02g28130D和BnaA02g01980D在鉻存在時負責水分子的跨膜轉運。此外，利用轉基因技術導入非植物抗性基因可以減少植物對鉻的吸收。Jin等[68]將一種重金屬還原細菌——綠膿桿菌(Pseudomonas aeruginosa)的還原酶基因轉到煙草(Nicotiana tabacum)中，可以有效減輕煙草植株中六價鉻的含量。另外在煙草中轉入大鼠糖皮質類固醇受體(gluco-corticoid receptor，GR receptor)編碼基因，植株對鉻的吸收量也明顯減少[69]。隨著高通量測序技術發(fā)展，在數(shù)量繁多的測序結果中，挖掘重要的鉻脅迫響應基因，構建表達網(wǎng)絡還需要不斷深入討論。

表 4 鉻處理誘導植物表達的相關基因或蛋白Table 4 Genes and proteins upregulated by chromium exposure

miRNA是一類外源性非編碼的小RNA，在轉錄和轉錄后水平通過誘導目標mRNA裂解或翻譯抑制，從而調控基因表達[70]。這一類小RNA在植物對重金屬脅迫的響應中也發(fā)揮著重要的作用[71]。鉻處理后的煙草中鑒定到41個保守miRNA家族[72]，其中26個家族中的57個miRNA表達上調，來自miR166家族的8個miRNA表達下調，另外還鑒定到29個新miRNA家族，其中有14個在鉻脅迫下產生差異性表達。對這些miRNA進行COG功能類別分析結果表明一些預測的miRNA目標轉錄體對生物和非生物脅迫有響應，其中miR166目標基因來自III HD-ZIP家族，而這一家族的轉錄因子可以調控擬南芥?zhèn)雀男纬蒣73]，表明其在煙草對鉻的耐受中可能也發(fā)揮著相似的作用。

另外，鉻脅迫還會使植物體內某些蛋白的表達量發(fā)生變化。Sharmin等[61]蛋白組學的研究發(fā)現(xiàn)，鉻脅迫下芒(Miscanthus sinensis)根中36個蛋白具有差異性表達，13種蛋白表達上調，21種蛋白表達下調，以及誘導產生了2種新蛋白質。經(jīng)鑒定，這些蛋白包括已知的碳氮代謝相關蛋白、分子伴侶類的重金屬誘導蛋白以及部分如肌醇單磷酸酶(inositol monophosphatase)、硝酸還原酶(nitrate reductase)、腺嘌呤磷酸核糖轉移酶(adenine phosphoribosyl transferase)等的酶蛋白。在大麥(Hordeum vulgare)和葡萄(Brassica napus)中六價鉻會增加幾丁質酶(chitinases)活性[62]，可能與植物的交叉耐性有關。在過表達真菌幾丁質酶的轉基因煙草中，植株不僅對真菌侵染的抗性增加，對鹽堿和金屬離子脅迫的抗性也有所增加[74]，雖然目前幾丁質酶與植物金屬耐受性的關系還尚不清楚，但金屬特異性幾丁質酶的作用可能對解釋鉻在植物體內的解毒機制具有較大的貢獻。Bukhari[63]發(fā)現(xiàn)鉻脅迫下，脫水蛋白(dehydrin，DHN)、線粒體肽酶(mitochondrial processing peptidase-like，MPP)、腺嘌呤磷酸核糖轉移酶、超氧化物歧化酶和線粒體蘋果酸脫氫酶(mitochondrial malate dehydrogenase，MDH)等與植物耐鉻相關蛋白都出現(xiàn)差異性表達，對這些蛋白功能進一步分類，可劃分成脅迫響應、能量代謝、RNA結合和代謝相關四類。在水稻中則出現(xiàn)了NADP-異檸檬酸脫氫酶(NADP isocitrate dehydrogenase)、熱激蛋白90(heat shock protein 90，Hsp90)、乙二醛酶I(glyoxalase I)、蛋白質糖基化多肽(reversibly glycosylated polypeptide，RGP)、S-腺苷甲硫氨酸合成酶(S-adenosy-L-methionine synthetase，SAMS)、谷氨酰胺合成酶(glutamine synthetase)等蛋白表達上調[64]。此外，Kaszycki等[65]最新發(fā)現(xiàn)沉水植物水馬齒(Callitriche cophocarpa)在六價鉻處理后誘導了一種新的依賴NAD(P)H的脫氫酶FQR1，該酶被認為是一種植物響應于氧化脅迫并保護細胞免受氧化損傷的解毒蛋白，F(xiàn)QR1表現(xiàn)出一種體外醌還原酶的活性并且可以催化兩個電子從NAD(P)H轉移到多種底物，其中可能就包括六價鉻。該酶由鉻酸鹽特異性誘導，在鹽堿、變溫和氧化脅迫中都不能產生。

植物螯合肽(phytochelatin，PCs)則是一類在植物體內廣泛存在的重金屬螯合蛋白，在重金屬誘導下由植物螯合肽合酶催化谷胱甘肽合成[75]，當其與重金屬螯合后可以被進一步轉運到液泡中，降低胞內自由重金屬離子濃度[76]，在重金屬解毒過程中有重要的作用。張海敏等[48]研究發(fā)現(xiàn)，六價鉻可以顯著增加青菜地上部分PCs的含量，且PCs含量高的品種能將更多的鉻富集于根和細胞壁，同時顯著增強其耐性。在細胞質、葉綠體、線粒體等細胞器中廣泛存在的還原型谷胱甘肽(glutathione，GSH)是PCs合成的直接底物，其化學結構中的巰基具有穩(wěn)定硫醇-金屬鍵的獨特性質，這種穩(wěn)定鍵形式連同更高的水溶性使GSH能更好清除多種重金屬的毒性[77]。一般來說，植物在重金屬脅迫后由于PCs合成量增多使得GSH含量下降，而在張海敏等[48]的研究中表明，增加的PCs含量遠高于減少的GSH，說明六價鉻還能刺激植物合成新的GSH。此外，通過外源施加GSH，水稻根中游離態(tài)鉻離子及地上部分鉻含量均下降，說明GSH可以抑制鉻離子的轉運[78]，通過恢復對生理功能及細胞結構的損傷，緩解甚至逆轉鉻對植物造成的傷害[54]。

重金屬吸收進入植物體內會影響植物正常的新陳代謝，為降低其毒害作用，植物還會分泌用對重金屬具有高親和力的有機酸與重金屬離子結合形成螯合物，具體可分為外部螯合與內部螯合兩種[25]。外部螯合是指植物通過根系分泌有機酸到根際介質中，與金屬離子結合改變其可移動性和在介質中的溶解度。如Zeng等[79]研究發(fā)現(xiàn)，增加培養(yǎng)液中鉻的含量和延長處理時間，草酸、檸檬酸、蘋果酸等有機酸分泌量增加，促進了水稻對鉻離子的吸收。在浮萍(Lemna minor)中外源添加檸檬酸同樣促進水稻對鉻離子的吸收效果[50]。狗筋麥瓶草(Silene vulgaris)在鉻處理濃度為100 mg·kg-1時，根際檸檬酸、甲酸、乳酸、蘋果酸、草酸和琥珀酸濃度都明顯增加，但含量因基因型的不同而有所差異[80]。內部螯合主要是指在植物體內自身代謝產生的有機酸與植物所吸收的重金屬離子結合，將其轉化為無毒或低毒形式，緩解其對植物的毒害效應[23]。檸檬酸、蘋果酸和草酸是植物體內最主要的用于螯合金屬的有機酸，但目前對于有機酸是否能在植物體內進行重金屬解毒尚存在爭議。不過，在Juneja和Prakash[81]的研究中發(fā)現(xiàn)，檸檬酸和蘋果酸是玉米木質部汁液中三價鉻的主要絡合劑，三價鉻絡合后有利于鉻的溶解遷移，并認為這些有機酸可能確實對植物具有解毒的功效。

4 展望

綜上所述，相較于其他重金屬離子，鉻對植物影響的研究雖起步較早，但研究始終不夠深入，研究植物重金屬鉻脅迫下響應機制，挖掘相關主效基因及蛋白，明確相關信號調控網(wǎng)絡，是為進一步篩選，培育適宜在重金屬污染土壤上種植的植物提供參考。有人提出在重金屬污染土地進行植被恢復有兩條思路，即經(jīng)濟利用性恢復和生態(tài)功能性恢復[82]。對前者而言，找到一種具有強排斥重金屬離子且可以將其富集于地下部分的植物，既可以有效利用污染廢棄地，又可以避免地上部分利用存在的潛在風險。對于生態(tài)功能型恢復，當前使用超富集植物(hyperaccumulator)對重金屬污染土壤進行治理已成為研究熱點。超富集植物是指對重金屬離子的吸收超過一般植物100倍以上的植物，其重金屬含量的葉根比應大于1[83]。針對鉻而言植物吸收閾值應大于300 μg·g-1[84]。目前已有研究發(fā)現(xiàn)李氏禾(Leersia hexandra)[85]、牧豆樹(Prosopis laevigata)[86]和阿根廷米草(Spartina argentinensis)[87]等植物都被認為是鉻的超富集植物。但現(xiàn)有的超富集植物通常生物量較小，經(jīng)濟效益不高，導致其在實際修復工程中不能被大量應用。因此，筆者認為未來進一步選育既能滿足生態(tài)修復功能，又具有較高的生物質產量，且重金屬離子可以大量富集在地上部分的植物，可以經(jīng)濟有效治理重金屬污染土地。先前有報道稱芒屬(Miscanthus)植物在我國分布廣泛，擁有豐富的野生資源，根系發(fā)達且生物量大，可以吸收固定重金屬和其他有機污染物，防止水土流失，促進碳沉降，在滿足重金屬生態(tài)改良需求的同時作為能源植物又具有很高的經(jīng)濟價值，研究前景十分廣闊。

圖 2 重金屬鉻對植物生長、生理及分子調控的影響示意圖Figure 2 Effects of chromium on plant growth, physiology, and molecular regulation

鉻作為一種工業(yè)大量使用的重金屬，是環(huán)境污染的主要來源之一，其具有的高毒性與其快速的生物膜滲透性以及隨后與植物體內的蛋白和核酸相互作用密切相關。本文將鉻對一些植物的影響進行了列表總結(表2-表4)，從綜述結果來看，不論從外部表現(xiàn)的種子發(fā)芽，地上部及根系生長，到內部分子調控基因，蛋白的變化(圖2)，都表明植物對重金屬鉻的防御，吸收，耐受及解毒機制是十分復雜的，且不同植物存在較大的差異。此外，前人研究表明鉻對其他重金屬的吸收也有一定的影響[41,88]?？傮w而言，現(xiàn)有相關研究已經(jīng)逐漸從生理向分子方向不斷深入，基因組，蛋白組及代謝組研究已成為植物耐重金屬鉻機制的重要方向，許多問題亟待我們進一步深入探討。