汪鵬,趙方杰

(南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院,江蘇 南京 210095)

鎘是我國耕地土壤的首要污染物[1]。土壤中鎘的濃度通常較低,對植物、土壤動物和微生物不會產(chǎn)生明顯的毒害效應(yīng),但鎘易從土壤向農(nóng)產(chǎn)品中遷移積累,在不危害植物生長的情況下能危害農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全,嚴(yán)重時(shí)會威脅人體健康[2-5]。慢性鎘暴露會誘發(fā)腎臟受損、神經(jīng)毒害、糖尿病等器官損傷和疾病,會增加多種癌癥的發(fā)病率[6-8]。因此,鎘是影響全球農(nóng)產(chǎn)品安全和貿(mào)易的一個(gè)重要的有毒、有害重金屬元素。

膳食是非吸煙人群鎘攝入的主要來源,貢獻(xiàn)總鎘暴露量的90%以上[9]。在眾多食品中,植物源食品中鎘濃度普遍低于水產(chǎn)品和動物腎臟,但由于植物源食品每日消費(fèi)量大,使得它貢獻(xiàn)了大部分的膳食鎘[10-11]。大米是我國人口主糧,且大米中鎘濃度要高于其他谷物,因此,大米是我國人群膳食鎘攝入的最主要來源,平均貢獻(xiàn)了56%的總膳食鎘攝入,其次是小麥面粉和葉菜,分別貢獻(xiàn)了12%和10%;由于南方人群每日大米消費(fèi)量高于北方人群,大米對南方人群鎘攝入的貢獻(xiàn)高達(dá)65%[10]?？偠灾?從膳食鎘攝入量和健康風(fēng)險(xiǎn)的角度分析,耕地土壤鎘污染防控的“主戰(zhàn)場”應(yīng)該是稻田系統(tǒng),矛盾的焦點(diǎn)是稻米鎘超標(biāo)問題。

南方部分地區(qū)稻米鎘污染問題較為突出,主要與土壤污染、土壤酸化、稻田水分管理以及南方種植一些鎘積累能力較高的水稻品種等因素有關(guān)。近年來,研究者對南方稻米鎘污染的現(xiàn)狀與成因、農(nóng)田土壤鎘生物地球化學(xué)過程、植物吸收轉(zhuǎn)運(yùn)分子機(jī)制、稻米鎘污染人體健康風(fēng)險(xiǎn)以及稻米鎘污染阻控等方面取得了較大的研究進(jìn)展,并且也有過較為全面的總結(jié)[2-4,12],因而本文將著重闡述土壤-水稻系統(tǒng)鎘遷移和阻控方面的一些最新研究進(jìn)展。

1 土壤中的鎘

地殼中鎘的豐度在所有元素中位于第64位,并存在幾乎所有巖石和土壤中。土壤中鎘的濃度通常為0.01～1 mg·kg-1,與成土母質(zhì)類型有關(guān)[13]。我國土壤鎘背景值(1990s)約為0.097 mg·kg-1[14],而耕地土壤鎘含量為0.058～0.505 mg·kg-1(10%～90%,n=38 393),幾何平均值為0.225 mg·kg-1,中位值為0.140 mg·kg-1[15]。土壤鎘含量存在很大的區(qū)域差異,其中廣西和貴州的土壤鎘含量最高,廣東次之,江蘇、安徽和黑龍江等省份土壤鎘含量相對較低(圖1-A)。整體上,我國土壤鎘含量要低于歐美國家土壤。我國有7%耕地點(diǎn)位土壤鎘含量超過0.3 mg·kg-1[16],而歐洲大陸農(nóng)業(yè)和草地土壤鎘含量分布概率75%的值分別為0.27和0.32 mg·kg-1[17],意味著歐洲大陸近30%的農(nóng)業(yè)土壤鎘含量超過0.3 mg·kg-1;英國45%耕地土壤鎘含量超過0.3 mg·kg-1,美國75%耕地土壤鎘含量超過0.34 mg·kg-1[18]。這些數(shù)據(jù)表明,從土壤鎘總量角度而言,我國土壤鎘含量在總體上不算太高[3]。

圖1 我國部分省份土壤[15]和稻米鎘[23]含量Fig.1 Content of Cd in soils and rice grains from different provinces of China圖A藍(lán)色虛線為我國土壤鎘濃度背景值(0.097 mg·kg-1);圖B紅色虛線為稻米鎘食品安全限量標(biāo)準(zhǔn)值。Blue dashed line in Figure A represents the background Cd concentration of Chinese agricultural soils,and red dashed line in Figure B represents the food limit of Cd for rice grain.

農(nóng)產(chǎn)品中鎘積累雖然與土壤鎘總量相關(guān),但也取決于土壤鎘的活性。例如,英國土壤總鎘含量較高,但農(nóng)產(chǎn)品鎘含量很少超標(biāo),僅有0.2%小麥籽粒鎘含量超過0.2 mg·kg-1(國際食品法典委員會小麥鎘限量標(biāo)準(zhǔn))[19-20]。相比之下,我國稻米鎘含量超標(biāo)率較高。根據(jù)市售大米調(diào)研結(jié)果,部分地區(qū)市售大米鎘含量超標(biāo)率2%～10%[21-23],而在南方部分污染地區(qū),稻米鎘含量超標(biāo)率高達(dá)60%～70%[2,24-26]。我國產(chǎn)地市售大米鎘含量存在明顯的地域差異,南方產(chǎn)的大米鎘含量普遍比北方高,其中湖南產(chǎn)的大米鎘含量總體較高,超標(biāo)也較為嚴(yán)重(圖1-B)[23]。湖南產(chǎn)的大米鎘超標(biāo)較為嚴(yán)重可能與湖南土壤鎘的活性較高有關(guān),不同地區(qū)土壤鎘活性差異的原因目前尚不清晰。

2 土壤溶液中的鎘

土壤鎘的活性可以通過土壤鎘的溶解度(土壤溶液鎘/土壤總鎘)或土壤鎘的提取率(提取液中鎘/土壤總鎘)來衡量,主要受土壤理化性質(zhì)、吸附-解吸反應(yīng)、氧化-還原狀態(tài)等因素或過程的影響。土壤溶液中鎘僅占總鎘的很小部分,未污染土壤溶液中鎘含量通常在1 μg·L-1以下[13],即使酸性鎘污染土壤,土壤溶液相中鎘濃度基本都不超過100 μg·L-1(≤1 μmol·L-1),即溶解態(tài)鎘占土壤總鎘比例不超過1.5%[27]。

土壤溶液中鎘含量主要受吸附和沉淀2種機(jī)制控制。對于總鎘含量為0.1～10 mg·kg-1的多數(shù)土壤,土壤溶液中鎘含量主要受土壤固相吸附-解吸過程以及隨后在溶液中絡(luò)合反應(yīng)的影響,吸附機(jī)制通常導(dǎo)致中性土壤溶液鎘離子濃度低于10 μg·L-1。吸附機(jī)制具有以下幾個(gè)方面特征:1)土壤質(zhì)地對鎘吸附影響較小;2)由于吸附位點(diǎn)的異質(zhì)性,鎘濃度低時(shí)吸附強(qiáng),符合L型吸附等溫式規(guī)律;3)pH對鎘吸附影響很大;4)Ca2+與Cd2+相比,吸附能力要弱得多,因此,需要較高的Ca2+濃度才能把吸附的Cd2+解吸下來[28-30]。沉淀機(jī)制僅發(fā)生在堿性或鎘嚴(yán)重污染的土壤。Khaokaew 等[29]利用X射線吸收精細(xì)結(jié)構(gòu)譜(XAFS)發(fā)現(xiàn)在鎘嚴(yán)重污染的稻田中性土壤中(Cd 142 mg·kg-1,pH7.3),部分鎘以難溶性CdCO3化學(xué)形態(tài)存在。根據(jù)CdCO3的溶度積(Ksp=10-12)預(yù)測,在中性或堿性土壤中,沉淀過程發(fā)生至少需要土壤溶液中鎘濃度超過55 μg·L-1,這意味著土壤總鎘含量要超過100 mg·kg-1,而如此高的鎘濃度在農(nóng)田土壤中是較少見的。

土壤有機(jī)質(zhì)、Al/Fe/Mn氧化物或氫氧化物、黏土礦物是土壤中鎘的主要吸附劑,主要與表面的羧基、酚基團(tuán)等含氧功能團(tuán)結(jié)合。因此,質(zhì)子是土壤鎘吸附的主要競爭陽離子。土壤有機(jī)質(zhì)、金屬氧化物/氫氧化物對Cd2+的吸附通常以專型吸附為主,吸附能力總體較黏土礦物強(qiáng)。腐植酸和Fe氧化物/氫氧化物對Cd2+的吸附選擇性比Ca2+強(qiáng)(>200倍),與Zn2+相近,但比Cu2+低幾個(gè)數(shù)量級[31]。土壤中Ca2+濃度為10-3～10-2mol·L-1,要比Cd2+濃度(10-9～10-7mol·L-1)高幾個(gè)數(shù)量級,因此,Ca2+很容易競爭黏土礦物上Cd2+吸附位點(diǎn),這意味著利用黏土礦物的吸附作用來降低土壤鎘的活性,需要考慮土壤中Ca2+等二價(jià)陽離子的競爭效應(yīng),在大多數(shù)土壤中利用黏土礦物專性吸附降鎘活性可能并不是十分見效。

鎘化學(xué)形態(tài)模型預(yù)測表明,當(dāng)土壤pH<6.5,鎘主要與土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)合;當(dāng)pH>6.5,Fe/Mn氧化物成為主要吸附位點(diǎn)。土壤中無定形Mn氧化物與鎘的結(jié)合能力強(qiáng)于Al/Fe氧化物/氫氧化物,因此,Mn氧化物含量高的土壤通常鎘的活性也較低[32-33];移除MnO2通常比移除有機(jī)質(zhì)或Fe氧化物對土壤Cd的吸附能力影響更大[34]。

土壤溶液中的鎘可以通過土壤pH、有機(jī)質(zhì)和總鎘含量來預(yù)測[31]:lg[Cdsolution]=3.66-0.48 pHCaCl2-0.72 lg[有機(jī)質(zhì)]+1.12 lg[土壤總鎘]。式中:[Cdsolution]為土壤溶液或土壤提取態(tài)鎘(μg·L-1);pHCaCl2為CaCl2提取液的pH值;有機(jī)質(zhì)含量(%)為1.7×有機(jī)碳(%);土壤總鎘為王水提取態(tài)鎘含量(mg·kg-1)。該公式表明,pH值每增加1個(gè)單位,土壤溶液鎘含量降低1/3;相比而言,土壤有機(jī)質(zhì)含量加倍能使土壤溶液鎘含量增加1.6倍,土壤總鎘與土壤溶液中的鎘含量基本呈比例增加。因此,土壤pH值是影響土壤溶液鎘含量的最主要因素。

3 土壤鎘的活化機(jī)制

不同金屬硫化物的溶度積(Ksp)不同,其溶度積由小到大依次為HgS(Ksp=-39.5)、CuS(Ksp=-22.3)、CdS(Ksp=-14.4)、PbS(Ksp=-14.0)、ZnS(Ksp=-11.5)。除了這些親硫重金屬能形成金屬硫化物外,土壤淹水導(dǎo)致Fe/Mn氧化物還原溶解,釋放出大量的Mn2+和Fe2+,也會生成FeS(Ksp=-3.6)或MnS(Ksp=0.2)[41]。由于不同親硫重金屬與S2-/HS-結(jié)合能力不同,所以土壤中重金屬和硫酸鹽含量影響土壤還原條件下鎘的溶解度。當(dāng)硫酸鹽含量超過所有親硫重金屬時(shí),硫酸鹽還原生成硫化鎘,土壤鎘的溶解度下降;當(dāng)銅和鎘等親硫重金屬含量超過硫酸鹽時(shí),硫酸鹽還原產(chǎn)生的S2-/HS-不足以形成所有的金屬硫化物,銅會與鎘競爭結(jié)合有限的S2-/HS-。因此,在銅含量較高、硫酸鹽含量不足的土壤中,即使在淹水強(qiáng)的還原條件下,土壤鎘的活性也較高[42]。當(dāng)?shù)咎锿寥琅潘趸?硫化鎘會發(fā)生氧化溶解,重新釋放出鎘,土壤鎘的溶解度大幅上升。

不同金屬硫化物的電化學(xué)勢也不同,其開路電勢由大到小依次為CuS(425 mV)、PbS(343 mV)、CdS(361 mV)、ZnS(243 mV)、MnS(87.4 mV)、FeS(49.2 mV)[40]。當(dāng)土壤從淹水還原狀態(tài)過渡到排水氧化狀態(tài),氧氣進(jìn)入土壤,不同金屬硫化物都會發(fā)生氧化溶解。同時(shí),不同金屬硫化物之間由于電化學(xué)勢不同而構(gòu)成原電池(Voltaic cell)(圖2)[40],電化學(xué)勢低的金屬硫化物會作為原電池的陽極,優(yōu)先發(fā)生氧化溶解,S2-氧化釋放電子并傳遞給電化學(xué)勢較高的金屬氧化物(陰極),從而抑制作為陰極的金屬硫化物的氧化溶解。例如,在ZnS-CdS構(gòu)成的原電池中,由于ZnS電化學(xué)勢低,作為原電池的陽極,優(yōu)先發(fā)生氧化溶解,會釋放出電子傳遞給CdS,抑制作為陰極的CdS的氧化溶解;而在CuS-CdS構(gòu)成的原電池中,CdS的電化學(xué)勢低,優(yōu)先發(fā)生氧化溶解,CuS的存在會促進(jìn)CdS的氧化溶解;在PbS-CdS構(gòu)成的原電池中,由于PbS的電化學(xué)勢與CdS接近,因此PbS對CdS的氧化溶解的影響較小。根據(jù)“原電池效應(yīng)”,MnS存在會抑制CdS的氧化溶解,而HgS存在會促進(jìn)CdS的氧化溶解。

圖2 稻田土壤影響鎘活性和稻米鎘積累的關(guān)鍵生物地球化學(xué)過程[27,40,43]Fig.2 Paddy biogeochemical processes affecting the availability of Cd and subsequent accumulation of Cd in rice grain[27,40,43]

當(dāng)?shù)咎锪蛩猁}還原和亞鐵離子含量較高時(shí),長期淹水會產(chǎn)生大量的硫化亞鐵(FeS)。在土壤排水氧化后,FeS氧化反應(yīng)能產(chǎn)生大量的羥基自由基(OH·),能直接氧化CdS(圖2)[43]。FeS可以通過3種作用來影響CdS的氧化溶解:在氧化初始階段,FeS與CdS之間也會存在“原電池效應(yīng)”,會抑制CdS的氧化溶解;隨著氧化進(jìn)行,FeS氧化產(chǎn)生OH·及鐵氧化物,改變了FeS的電化學(xué)勢,從而削弱甚至逆轉(zhuǎn)原電池效應(yīng);此外,產(chǎn)生的OH·能直接氧化CdS,促進(jìn)CdS的氧化溶解。隨著稻田土壤排水氧化的進(jìn)行,自由基氧化效應(yīng)逐漸占主導(dǎo)地位,從而導(dǎo)致土壤鎘釋放速率大幅增加。

由于土壤性質(zhì)差異,不同土壤在淹水階段生成的金屬硫化物比例差異很大,在稻田排水后構(gòu)成不同類型的原電池;不同土壤產(chǎn)生的FeS量不同也會影響羥基自由基的氧化效應(yīng)。這些因素是使不同土壤排水氧化階段鎘釋放速率產(chǎn)生差異的重要原因。

在土壤排水氧化階段,CdS氧化溶解受“原電池效應(yīng)”和“自由基氧化效應(yīng)”控制,釋放出來的Cd2+會在土壤固-液相分配,這個(gè)分配過程主要受pH依賴的鐵錳氧化物吸附過程控制[27]。土壤pH值越低,鎘越易向土壤溶液分配,土壤鎘的活性就越高;一般而言,pH值下降1個(gè)單位,鎘向土壤溶液分配就會提高3～4倍。酸性土壤在淹水還原階段,質(zhì)子逐漸被消耗,土壤pH值逐漸升高接近中性,但當(dāng)?shù)咎锱潘趸?pH值又會逐漸下降到起始的土壤pH值,土壤溶液相中鎘的含量增加,這是酸性污染土壤稻米鎘含量超標(biāo)的一個(gè)重要原因。微生物介導(dǎo)的土壤鐵循環(huán)及對重金屬移動性也有很強(qiáng)的影響,通過調(diào)控土壤鐵的氧化還原過程也能改變土壤鎘的活化過程[44-45]。

上述“原電池效應(yīng)”“自由基氧化效應(yīng)”和“pH-鐵氧化物吸附”機(jī)制具有普適性(圖2),不僅適用于稻田系統(tǒng),還適用于濕地、沉積物以及存在從還原向氧化狀態(tài)過渡的環(huán)境系統(tǒng),對鎘和其他親硫重金屬元素的生物地球化學(xué)循環(huán)具有重要的影響。

4 水稻籽粒鎘含量與土壤鎘含量的關(guān)系

在區(qū)域尺度上,稻米鎘含量與土壤鎘含量之間的相關(guān)關(guān)系通常較差,相關(guān)系數(shù)R2通常都小于0.2,納入土壤pH值等理化性質(zhì)都很難提高兩者之間的相關(guān)性[2,26]。這給土壤環(huán)境質(zhì)量類別劃分帶來很大的不確定性,導(dǎo)致土壤鎘含量不超標(biāo)而稻米鎘含量超標(biāo)、土壤鎘含量超標(biāo)而稻米鎘含量不超標(biāo)、去年不超標(biāo)而今年超標(biāo)等現(xiàn)象。這些現(xiàn)象主要是水稻灌漿時(shí)期土壤水分含量變異所引起的。水稻籽粒中90%以上的鎘是灌漿期水稻根系直接從土壤中吸收并轉(zhuǎn)運(yùn)至籽粒中,因此該時(shí)期土壤有效態(tài)鎘含量高低決定了水稻籽粒鎘含量的高低[46]。土壤有效態(tài)鎘含量主要取決于土壤氧化還原狀態(tài)和土壤pH值,而這2個(gè)因素均受土壤水分的影響。水稻灌漿成熟時(shí)期土壤水分含量有一定的隨機(jī)性,依賴于農(nóng)民的水分管理措施和天氣因素?？傊?水稻灌漿時(shí)期土壤水分含量越高,土壤鎘活性越低,稻米鎘含量就會越低;相反,水稻灌漿中后期氣候干燥或稻田排水過早,土壤水分越低,土壤鎘的活性則越高,稻米鎘含量就會越高。田塊尺度土壤水分含量的不確定性是區(qū)域尺度稻米鎘含量難預(yù)測的原因,即使是同一田塊,不同年份稻米鎘含量都有可能存在較大的差異。

田間調(diào)查研究發(fā)現(xiàn),即使在土壤鎘空間分布均勻的稻田,稻米鎘含量也會存在很大的空間變異,這也與水稻灌漿時(shí)期稻田水分含量空間變異有關(guān)。農(nóng)民在田間管理中習(xí)慣將田塊做出輕微的坡度,使灌溉口的地勢高于出水口,方便稻田灌溉和排水,這會導(dǎo)致水稻灌漿時(shí)期稻田排水后,土壤水分含量和土壤氧化還原電位存在空間變異。灌溉口的地勢較高,氧化還原電位較高,土壤有效態(tài)鎘含量高,而出水口由于地勢較低,氧化還原電位較低,土壤有效態(tài)的鎘含量較低。僅僅單塊田塊尺度這個(gè)小斜坡也能導(dǎo)致水稻籽粒鎘含量6～7倍的空間變異[47]。利用石灰石粉調(diào)節(jié)酸性土壤pH值,會使田塊尺度籽粒鎘含量的空間變異幅度減少,然而,田塊尺度斜坡對水稻籽粒砷含量的影響較小。這些現(xiàn)象表明,水稻灌漿時(shí)期稻田土壤水分含量是影響稻米鎘積累的一個(gè)關(guān)鍵因素,因此,建立區(qū)域尺度稻米鎘超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)預(yù)測模型需要納入水稻灌漿期土壤水分含量參數(shù)。

5 水稻鎘吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)的分子機(jī)制

對水稻鎘吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)及籽粒積累分子機(jī)制的研究較多,認(rèn)識也較為清楚。Zhao等[4]在這方面有系統(tǒng)的綜述。水稻根系對Cd2+吸收主要通過Mn2+的轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白OsNRAMP5介導(dǎo)[48],提高根介質(zhì)中Mn2+的供應(yīng)能降低水稻根系對Cd2+的吸收[49]。此外,OsNRAMP1[50]、主要促進(jìn)因子家族蛋白OsCd1[51]、Zn2+轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白OsZIP5和OsZIP9等轉(zhuǎn)運(yùn)體對水稻根系Cd2+的吸收也有一定的貢獻(xiàn)[52]。OsCd1的自然變異在一定程度上也能解釋秈稻和粳稻品系對鎘積累的差異[51]。

鎘進(jìn)入根系細(xì)胞后,會被液泡膜轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白OsHMA3轉(zhuǎn)運(yùn)進(jìn)入液泡中儲存,限制鎘向木質(zhì)部導(dǎo)管運(yùn)輸[53]。許多研究發(fā)現(xiàn)OsHMA3的幾個(gè)等位基因都與水稻籽粒高鎘積累表型相關(guān)[53-56]。OsHMA3編碼區(qū)的自然變異會導(dǎo)致編碼的氨基酸序列存在多態(tài)性,從而影響OsHMA3轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的功能與活性。例如,OsHMA3氨基酸序列第80位的精氨酸突變?yōu)榻M氨酸、第380位的絲氨酸突變?yōu)榫彼釙r(shí),OsHMA3轉(zhuǎn)運(yùn)鎘的活性就部分或完全喪失[53-54]。此外,Sui 等[55]發(fā)現(xiàn)一個(gè)高鎘積累的水稻品種(W4),通過圖位克隆發(fā)現(xiàn)OsHMA3氨基酸序列上ATP結(jié)構(gòu)域存在14個(gè)氨基酸缺失,從而導(dǎo)致OsHMA3的功能完全喪失。OsHMA3轉(zhuǎn)運(yùn)功能部分或完全喪失會導(dǎo)致鎘不能被轉(zhuǎn)運(yùn)到液泡中儲存起來,從而導(dǎo)致鎘從根向地上部遷移以及在籽粒中積累。有研究發(fā)現(xiàn)OsHMA3啟動子序列差異也會引起OsHMA3表達(dá)水平的差異,從而造成不同品種水稻籽粒鎘含量的差異,這也可能是粳稻和秈稻鎘積累差異的另一方面原因[57]。

水稻根中鎘向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)受OsHMA2介導(dǎo),該轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白主要定位在水稻根的中柱鞘細(xì)胞質(zhì)膜和水稻節(jié)的韌皮組織質(zhì)膜上[58-60]。OsHMA2也是Zn的轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白,該蛋白突變會減弱鎘向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)。OsZIP7蛋白也參與了鎘從根部向地上部轉(zhuǎn)運(yùn),敲除該蛋白會減少鎘和鋅向地上部分配[61]。與OsHMA2和OsZIP7轉(zhuǎn)運(yùn)Cd2+不同,水稻防御素類蛋白OsCAL1能在細(xì)胞質(zhì)中螯合Cd2+并能跨膜分泌到木質(zhì)部中,從而影響鎘向地上部葉片的轉(zhuǎn)運(yùn),但不影響籽粒鎘的積累[62]。在地上部,水稻莖稈節(jié)是分配礦質(zhì)營養(yǎng)元素和重金屬向葉和發(fā)育器官的重要閥門[63-64]。低親和力OsLCT1、OsHMA2、OsZIP7和OsCCX2都參與節(jié)中鎘從木質(zhì)部到韌皮部的轉(zhuǎn)運(yùn)[58,61,65-66]。OsLCT1位于水稻莖稈節(jié)的擴(kuò)大和擴(kuò)散維管束外圍細(xì)胞,介導(dǎo)鎘的外排,敲除該蛋白基因能降低韌皮部汁液中鎘濃度,減少籽粒中鎘的積累,但不影響其他二價(jià)金屬離子的轉(zhuǎn)運(yùn)[65]。敲除OsHMA2或OsZIP7也能降低籽粒中鎘的濃度,但同時(shí)也減少了水稻鋅的積累,進(jìn)而影響水稻生長和產(chǎn)量[58,61];敲除OsCCX2能減少籽粒鎘的積累,但同時(shí)也降低籽粒鈣的含量和水稻產(chǎn)量[66]。

6 稻米鎘污染與人體健康

土壤鎘污染和稻米鎘超標(biāo)問題潛移默化地影響了我國人群對膳食中鎘的攝入量。我國曾開展過5次總膳食調(diào)查,第5次調(diào)查(2011—2015年)與第1次調(diào)查(1990年)相比,我國人群膳食鎘攝入量增加了2.4倍,成人每天膳食鎘攝入量平均已高達(dá)32.7 μg,超過歐盟食品安全委員會(EFSA)推薦的健康指導(dǎo)值(21.6 μg·d-1),已達(dá)到WHO/FAO食品添加劑聯(lián)合專家委員會(JECFA)推薦的健康指導(dǎo)值(50 μg·d-1)的61%[10,67]。第5次總膳食調(diào)查還發(fā)現(xiàn),不同年齡組群體中有7.2%～30%個(gè)體膳食鎘攝入超過JECFA的健康指導(dǎo)值,其中2～7歲兒童中有30%個(gè)體膳食鎘攝入量超過了JECFA健康指導(dǎo)值[67],總體形勢令人擔(dān)憂。在南方一些污染地區(qū),人群膳食鎘攝入量甚至高達(dá)142 μg·d-1,是JECFA健康指導(dǎo)值的2～3倍[15]。如果食用大米鎘含量為0.2 mg·kg-1,每天消費(fèi)250 g大米,每天鎘的攝入量為50 μg,就達(dá)到JECFA健康指導(dǎo)值。近期一些研究也發(fā)現(xiàn)中國人群鎘內(nèi)外暴露與骨質(zhì)疏松、骨骼損傷、腎臟損傷等疾病相關(guān)[68-70]。

有學(xué)者認(rèn)為,以大米為主糧的人群,膳食攝入鎘的健康風(fēng)險(xiǎn)更高,原因是大米中礦質(zhì)營養(yǎng)元素Fe、Zn的生物有效性相對其他主糧低,且有相當(dāng)一部分Fe、Zn在精米化過程中被去除,而鎘主要通過人體腸道上皮細(xì)胞中二價(jià)鐵離子的轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白DMT1吸收,精米中Fe、Zn等礦質(zhì)營養(yǎng)元素缺乏會導(dǎo)致腸道上皮細(xì)胞對Cd吸收效率提高[71]。動物試驗(yàn)也表明礦質(zhì)營養(yǎng)元素缺乏的食譜會導(dǎo)致生物體內(nèi)更高的鎘積累[72-73]。膳食中增加Zn能減少生物體鎘的積累,而膳食Fe缺乏會增加體內(nèi)鎘的積累[74-75]。因此,增加膳食礦質(zhì)營養(yǎng)元素水平能在一定程度上減少人體鎘的積累和健康風(fēng)險(xiǎn)。

7 水稻籽粒鎘積累的阻控

水稻籽粒鎘積累的阻控可以通過多種途徑實(shí)現(xiàn),包括降低土壤鎘的活性、減少水稻鎘的吸收轉(zhuǎn)運(yùn)、移除土壤鎘的存量。

降低水稻籽粒灌漿成熟期的土壤鎘活性是一種有效的稻米降鎘措施。水稻灌漿中后期稻田保持淹水或延遲排水能大幅度降低土壤鎘活性,減少籽粒鎘的積累,但淹水處理通常也會增加籽粒砷的含量[46,76-77]。根據(jù)“原電池效應(yīng)”,向土壤中施加少量的鋅、錳肥(如每公頃施加75 kg Zn 或Mn),促使土壤淹水階段生成更多的電化學(xué)勢較低的ZnS或MnS,在稻田排水氧化階段,能抑制CdS的氧化溶解,也能降低籽粒鎘的積累。多年多點(diǎn)的大田試驗(yàn)也驗(yàn)證“原電池效應(yīng)”非常有效,一次施加,效果能至少持續(xù)2年以上[78]。添加含錳礦物也能有效降低稻米鎘積累[79],原因可能是一方面通過“原電池效應(yīng)”降鎘,另一方面加入Mn氧化物也能提高土壤溶液Mn2+含量,Mn2+也可以通過競爭效應(yīng)抑制水稻根系對Cd2+吸收。鑒于CdS氧化溶解釋放出來的Cd2+在土壤固相和溶液分配中主要受pH依賴的吸附機(jī)制控制,因此,酸性土壤改良提高土壤pH值也是稻米降鎘非常有效的措施。例如,一次性施用石灰石粉(如4.5～7.5 kg·hm-2CaCO3),將土壤pH值從5.5提高至6.5,稻米降鎘幅度可達(dá)70%～80%,效果可維持3年以上,且水稻產(chǎn)量和籽粒砷含量不受影響[2,80]。利用石灰石粉“調(diào)酸控鎘”已被證明是性價(jià)比最好的降鎘措施,已在江蘇、廣東、浙江等省都有廣泛應(yīng)用。其他能提高土壤pH值的堿性物料或土壤調(diào)理劑也能減少土壤鎘活性,降低籽粒鎘含量,但在提高同等當(dāng)量pH值時(shí)所需物料用量和成本要比石灰石粉多。

不同水稻品種籽粒鎘積累存在很大差異[81],篩選和選用穩(wěn)定的低鎘積累水稻品種是污染農(nóng)田安全利用的一項(xiàng)重要措施。但也存在缺點(diǎn),篩選穩(wěn)定低積累水稻品種耗時(shí)耗力,同時(shí)水稻品種更替太快且具有很強(qiáng)的地域性,選用穩(wěn)定低積累品種在短期內(nèi)可能有效,但從長遠(yuǎn)角度,需要發(fā)展快速鑒定高低鎘積累品種的分子標(biāo)記,以及利用分子標(biāo)記輔助培育低鎘積累的水稻品種[4]。目前已經(jīng)鑒別出很多與低鎘積累性狀相關(guān)的數(shù)量性狀遺傳位點(diǎn)(quantitative trait loci,QTL),可以通過分子標(biāo)記輔助培育低鎘積累的水稻品種。粳稻品種中功能強(qiáng)的OsHMA3等位基因可以導(dǎo)入到OsHMA3功能弱的秈稻品種中,能使秈稻水稻品種籽粒鎘含量減少40%～50%,且產(chǎn)量不受影響[57,82]。OsNRAMP5是水稻根系鎘吸收的主效轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白,通過輻射誘變使其功能喪失,可以創(chuàng)制無鎘水稻品種,也可以用來作為親本培育低鎘水稻品種[83]。在雜交水稻的親本種質(zhì)中也發(fā)現(xiàn)OsNRAMP5功能完全缺失的品系,這些品系也表現(xiàn)出低鎘的吸收表型,可以用來培育低鎘的雜交水稻[84]。通過基因工程也可以創(chuàng)制低鎘水稻品種,過表達(dá)OsHMA3能降低水稻籽粒鎘積累高達(dá)90%以上[53,85];同樣,在小麥中過表達(dá)OsHMA3也能降低小麥籽粒90%以上的鎘含量[86]。通過CRISP-Cas9技術(shù)敲除OsNRAMP5也能創(chuàng)制低鎘水稻品種[87-88]。過表達(dá)OsHMA3或敲除OsNRAMP5稻米降鎘效果甚至比水稻全生育期淹水、施用石灰石調(diào)節(jié)土壤pH值的效果更佳,甚至在重度鎘污染稻田,過表達(dá)OsHMA3的水稻也能生產(chǎn)出鎘達(dá)標(biāo)的稻米[88]。

通過植物移除土壤鎘是一個(gè)土壤鎘減存量修復(fù)措施。在全國各地開展的污染耕地安全利用措施中,秸稈移除是一個(gè)被廣泛推薦的措施。近期1項(xiàng)研究表明,在正常稻米生產(chǎn)條件下,單季秸稈土壤鎘移除效率僅為0.2%～0.3%,對降低耕作層土壤鎘含量效果非常有限[89]。模擬計(jì)算表明,需要20季才能把土壤鎘含量從1.0 mg·kg-1降低到0.9 mg·kg-1(圖3)。從土壤鎘移除修復(fù)的角度,不考慮稻米達(dá)標(biāo)生產(chǎn),結(jié)合旱作或間歇式水分管理提高土壤鎘活性的處理,可以利用OsHMA3功能喪失水稻品種移除土壤鎘。在這種條件下,水稻對鎘的生物富集系數(shù)可達(dá)20～40[90]。如果按照平均生物富集系數(shù)30、秸稈和籽粒的生物量均按8 t·hm-2計(jì)算,單季水稻移除耕作層土壤鎘的效率可達(dá)18%,把土壤鎘含量從1.0 mg·kg-1降低到 0.3 mg·kg-1,需要種植6季水稻(圖3)。理論上,從土壤鎘移除的角度,水稻可無需到成熟季收獲,1年可種植2季。利用基于高鎘積累水稻品種的土壤鎘減存移除技術(shù)是否可行,仍需要田間試驗(yàn)加以驗(yàn)證。

圖3 土壤鎘移除效率與水稻種植茬數(shù)的關(guān)系Fig.3 The moving efficiency of Cd content in soil as a function of cropping number of rice plants常規(guī)水稻品種在正常生產(chǎn)條件下生物富集系數(shù)為0.7,高鎘積累水稻品種在灌漿期旱作或間歇式灌溉條件下生物富集系數(shù)為30,秸稈和籽粒的生物量均為8 t·hm-2。Normal rice cultivar has a bioconcentration of 0.7 under normal production conditions,while high Cd rice cultivar has a bioconcentration of 30 under either drainage condition or intermittently irrigated and drainage condition during rice grain filling;the biomass of straw and rice grain are all 9.75 t·hm-2.

8 小結(jié)和展望

近些年,有關(guān)稻田土壤鎘的生物地球化學(xué)過程、水稻鎘吸收轉(zhuǎn)運(yùn)的分子機(jī)制的研究取得重大進(jìn)展,為土壤鎘污染防控奠定了科學(xué)理論和技術(shù)研發(fā)基礎(chǔ),但仍有幾個(gè)方面有待加強(qiáng):

1)我國不同地區(qū)土壤鎘活性差異明顯,其機(jī)制不是很清楚。西南鎘高背景值地區(qū)土壤鎘的活性明顯較南部、中部地區(qū)土壤鎘的活性低,揭示土壤鎘活性差異的機(jī)制有助于發(fā)展新的阻控措施和制定區(qū)域土壤環(huán)境管理對策。

2)篩選和選用低鎘水稻品種是短期生產(chǎn)低鎘稻米的有效農(nóng)藝措施。當(dāng)前已經(jīng)鑒別出許多與水稻籽粒鎘積累相關(guān)的QTL,但關(guān)鍵基因目前不是很清楚,需要深入克隆水稻籽粒鎘積累自然變異的關(guān)鍵基因,這些基因能為培育低鎘水稻品種提供優(yōu)異的基因資源。影響籽粒鎘積累除了基因型外,環(huán)境因素對稻米鎘積累的影響也不是很清楚,解析環(huán)境因素對水稻鎘吸收積累的影響機(jī)制能為利用環(huán)境因素調(diào)控稻米鎘積累提供新的途徑和措施。此外,在培育低鎘水稻品種的同時(shí),需要關(guān)注水稻微量元素的吸收積累。

3)降低土壤鎘活性最有效的方式是酸性土壤改良。從20世紀(jì)80年代以來,全國農(nóng)田土壤pH值平均下降0.8個(gè)單位,酸性土壤改良是提升耕地質(zhì)量的重要舉措,也是緩解我國南方稻米鎘污染問題的最為有效的措施。施用石灰石是被證明為性價(jià)比最好的措施,一次性把土壤pH值調(diào)節(jié)至6.5能有效降低稻米鎘含量,且效果能持續(xù)多年,后續(xù)每隔幾年追蹤土壤pH值變化,少量追加石灰質(zhì)材料,維持土壤pH值在6.5左右能有長效稻米降鎘效果。需要進(jìn)一步建立南方酸性土壤改良規(guī)程,提高推廣力度,發(fā)展配套技術(shù)和設(shè)備。

4)邊生產(chǎn)邊修復(fù)。通過秸稈移除土壤鎘的效率非常有限,但土壤鎘可以通過鎘超積累植物、超積累植物-農(nóng)作物輪/間/套作的方式移除,此外,利用高鎘積累水稻品種、配合水分管理措施也可達(dá)到土壤鎘減存量的目標(biāo)。需要建立高鎘積累水稻品種資源庫,開展基于高鎘水稻品種的土壤鎘減存量修復(fù)技術(shù)的效果驗(yàn)證和田間示范。

5)酸性土壤改良的同時(shí),施用鋅、錳等微肥一方面能抑制水稻灌漿時(shí)期土壤鎘的活性,降低稻米鎘的積累,同時(shí)也能提升稻米微量元素含量,增加稻米品質(zhì)。增加土壤有機(jī)質(zhì)含量,提升土壤環(huán)境容量,也能降低土壤鎘污染的生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn),需要探索實(shí)現(xiàn)耕地質(zhì)量提升、稻米降鎘提質(zhì)、土壤固碳減排等多目標(biāo)協(xié)同的受污染耕地安全利用技術(shù)模式。

6)鑒于當(dāng)前我國人群膳食鎘攝入量水平逐年升高,需要在鎘污染地區(qū)加強(qiáng)流行病學(xué)調(diào)查研究,防范由于長期食用鎘污染農(nóng)產(chǎn)品而導(dǎo)致的健康危害風(fēng)險(xiǎn)。考慮到我國低年齡段群體中有相當(dāng)部分個(gè)體膳食鎘攝入量已經(jīng)超過JECFA健康指導(dǎo)值,需要加強(qiáng)對嬰幼兒和兒童食品中鎘含量的監(jiān)測,關(guān)注低年齡段人群鎘暴露的健康風(fēng)險(xiǎn)。