Cd、 As 广泛存在于土壤、 沉积物和水体中，并且 长期累积会对植物、 动物和人体产生毒害作用。近年 来，由于化肥、农药、 杀虫剂等大量施用以及污水和污 泥农用造成农田有毒重金属 Cd、 As 污染呈急剧增加 之势 ^{[1, 2, 3]} ，由此造成了土壤生产力下降、农产品污染以 及生态环境破坏等严重问题。更为严重的是，土壤有 毒重金属 Cd、 As 可以通过植物吸收经食物链进入人 体而威胁人体健康 ^{[4, 5]} 。

外源污染物进入土壤并开始累积，土壤存在着潜 在危害，可认为属轻度污染 （相当于国家二级标准）； 当污染物数量增加到一定程度后，土壤质量恶化，对受体产生明显危害，则属重度污染 ^[6] 。 国土资源部曾公 开表示，中国每年有 1 200 万 t 粮食遭到重金属污染， 直接经济损失超过 200 亿元 ^[7] 。随着环境污染的日益 加剧，湖南、 广东、浙江等地都有 Cd 和 As 污染的相 关报道 ^{[8, 9]} 。水稻种植在重金属污染土壤中，对其生长 有不利影响，轻者植株矮化、 发育不良，重者甚至绝 产，因此在重金属污染区域，水稻的正常生长也是亟 需解决的问题。 已有研究表明，不同的水稻品种（ 基因 型） 对 Cd、 As 的耐性不同 ^{[10, 11]} ，并且对 Cd、 As 的吸收 和富集能力不同 ^{[12, 13, 14]} ，因此高耐性低吸收的水稻品种 选取具有重要意义。

本研究采集了我国长江中下游 2 种典型水稻土， 并选用长江流域及东南沿海地区种植面积较广的 9 个水稻品种。 通过盆栽试验模拟水稻田间实际生长环 境，研究了 Cd、 As 对不同水稻品种生长的影响，对高 耐性低积累、 适合种植在 Cd、 As 的轻污染区域的水稻 品种进行了研究，为进一步合理选育高耐性低积累水 稻品种提供重要的理论依据。 1 材料与方法 1.1 试验材料

供试水稻品种为长江流域和东南沿海地区常见 品种。包括 3 个杂交稻品种： 德农 2000、 天协 6 号和 冈优 118； 3 个粳稻品种： 晚粳 9707、 宁粳 1 号和南粳 32； 3 个籼稻品种：中育 1 号、 特三矮 2 号和浙 1500。

供试土壤：（ 1 ） 黄泥田，为普通铁聚水耕人为土， 是冲积物母质所发育，采自江苏省常熟市 （ 31°36'N， 120°35'E ） 。（ 2 ） 红泥田，为普通铁聚水耕人为土，是第 四纪红黏土母质所发育，采自江西省鹰潭市 （ 28°12' N，116°57'E ）。 1.2 盆栽试验

采用温室盆栽试验的方法： 土壤经自然风干、 去杂质、 磨碎后过 5 mm 筛，分别装入高 30 cm、 底径 12.5 cm、 口径 35 cm 的 PVC 盆，每盆装土 7 kg。重金 属元素与土壤充分混合后装盆，土壤老化 3 个月后栽 种水稻，老化期间保持田间持水量的 80%。设有两种浓度处理，分别为对照、 污染处理。 我国土壤环境质量 标准是基于多种农作物，选择其中最敏感的物种来建 立的，而对本试验选择的水稻品种，其具体的敏感性 尚不清楚，因此污染处理水平设置为我国土壤环境质 量二级标准酸性土壤的 2 倍和 1.5 倍浓度 （ Cd： 0.6 mg · kg_-1 ； As： 45 mg · kg_-1 ），每处理均重复 3 次。 Cd、 As分 别以CdSO₄· 8 / 3H₂O和 Na₃AsO₄ · 12H₂O形式加入。 整个生 长过程每盆分别施入 1 g CO （ NH₂）₂、 0. 28g Ca （ H₂PO₄）₂、 0.7 g K₂SO₄。

水稻种子用 1%的双氧水浸泡杀菌 30 min，用去 离子水洗净，待其发芽后，播于装有无污染土壤的育 秧盘中。 两周后移苗至 PVC 盆中。插秧时每盆 3 穴、 每穴 3 株，水稻生长始终保持淹水 （在 PVC 盆中维持 2~3 cm 的水层 ）。 1.3 样品的采集与分析

成熟期收获水稻样品，籽粒风干后用精米机 （ LTJM-12，中国） 脱壳，精米 60 益烘干后用高速粉碎 机 （ FW-80，中国 ） 粉碎，供化学分析用。

土壤 pH 按水土比 2.5:1 电位法测定，土壤颗粒 组成采用吸管法测定，CEC 用 1 mol · L^-1 乙酸铵 （ pH 7.0 ） 交换法测定，土壤有机质采用重铬酸钾容量法-外加热法测定。土壤 Cd 全量用 HF-HClO₄ -HNO₃消 化，土壤 As 全量用王水消化。为保证分析质量，用国 家地球化学标准样品 （ GBW 07456 ） 进行质量控制。稻 米中 Cd、 As 用硝酸-双氧水消煮。为保证分析质量， 用生物标准物质 （ GBW 10010 ） 进行质量控制。上述分 析方法均参照 《 土壤农业化学分析方法 》 ^[15] 。 土壤有效 态 Cd 用 1:5 土/水比的 0.05 mol · L^-1 EDTA-2Na 振荡 浸提 ^[16] ，土壤有效态 As 用 1:10 土/水比的 0.5 mol · L^-1 NaHCO₂振荡浸提 ^[17] 。 石墨炉原子吸收 （ SpetrAA 220Z， 澳大利亚） 测定溶液 （待测液）中 Cd 的含量，双道子荧光光度计 （ AFS-230E，北京科创海光仪器有限公 司 ） 测定溶液 （ 待测液 ）中 As 含量。

供试土壤基本理化性质分析结果见表 1。

表 1 供试土壤的基本理化性质 Table 1 Basic physico-chemical properties of the studied soils

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土壤中重金属浓度是土壤重金属全量 （ 重金属污 染土壤包括背景值和添加量 ） 测定值。

实验数据采用 SPSS 16.0 及 Excel 2003 软件进行 统计分析。 2 结果与分析 2.1 As、 Cd 单一污染对不同水稻品种生长的影响

从表 2 可以看出，随着土壤 As 浓度的增加，在两 种土壤上不同水稻品种生物量有显著的降低。 在红泥 田上，水稻生物量降低幅度为 29.4%~54.3%； 在黄泥 田上，水稻生物量的降低幅度为 29.5%~53.3%。在两 种土壤类型上，不同水稻品种的相对生物量存在显著 的基因型差异（ P<0.05 ） 。在红泥田上，相对生物量的 大小顺序为冈优 118>南粳 32>晚粳 9707>特三矮 2 号> 德农 2000> 中育 1 号> 天协 6 号> 宁粳 1 号> 浙 1500，冈优 118 生物量降幅最小，对 As 的耐性最高； 宁粳 1 号、浙 1500 生物量降幅最大，与前 7 个品种 差异显著（ P<0.05 ），说明土壤中 As 对宁粳 1 号、浙 1500 生长的阻碍最大，对 As 的耐性最低。在黄泥田 上，相对 生物量的 大小顺序为特三矮 2 号> 晚粳 9707>南粳 32>德农 2000>冈优 118>天协 6 号>宁粳 1 号>浙 1500>中育 1 号，特三矮 2 号生物量降幅最 小，对 As 的耐性最高；中育 1 号生物量降幅最大，土 壤中 As 对其生长的阻碍最大，对 As 的耐性最低。

表 2 9 个水稻品种在土壤 As 污染处理下的干重 （ g ·盆^-1） 和相对生物量 （ % ） Table 2 Dry weight （ g · pot^-1） and relative biomass （ % ） of nine rice cultivars in soils spiked with As

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综合考虑两种土壤上水稻的相对生物量显著差 异可以得出，晚粳 9707 对 As 的耐性较高，浙 1500 对As 的耐性较低。水稻种植在 As 污染土壤中，低浓度 时植株矮化，发育不良，生长缓慢，枯黄死叶； 浓度较 高时植株不分蘖，地上部分发黄，生长发育严重恶化， 甚至干枯致死 ^[18] 。 在土壤中添加 As 后，水稻生物量与 对照相比明显减少，这可能是由于水稻株高以及有效 分蘖数减少的缘故 ^[19] 。 Khan 等 ^[20] 通过盆栽实验研究发 现，当土壤添加 As 浓度为 10~20 mg · kg_-1 时，水稻生 物量明显降低。Rahman 等 ^[21] 研究也发现，土壤中 As 浓度增加对水稻有明显的减产作用，当添加 As 的浓 度超过 60 mg · kg_-1 ，水稻不能正常生长到成熟期； 并且 发现水稻生长和产量的降低与叶绿素含量有关，并 呈显著正相关关系。 有研究发现 ^[22] 砷酸盐对植物体的 毒性主要是通过与 ADP 相结合，形成了砷酸盐-ATP，从而剥夺了细胞本身的能量来源，导致细胞的 死亡。 As 也是一种很强的呼吸抑制剂，在很低的浓度 下就能抑制呼吸作用。高浓度的 As 对呼吸作用的抑 制强烈，从而干扰植物的正常代谢，给植物造成毒害 作用 ^[23] 。

对 Cd 而言，随着土壤 Cd 浓度的增加，在两种土 壤上不同水稻品种生物量变化不显著。在红泥田上， 不同水稻品种的相对生物量差异不显著 （ P>0.05 ），而 在黄泥田上，仅特三矮 2 号相对生物量较高，其他水 稻品种的相对生物量差异不显著 （表 3 ）。 综合两种土 壤上水稻的相对生物量可以得出，在土壤低 Cd 浓度 条件下，9 种水稻对 Cd 耐性差异不显著。黄德乾等 ^[24] 通过温室盆栽试验，研究表明土壤 Cd 添加量为 1.0 mg · kg_-1 时，Cd 对水稻产量无明显影响，这与本试验 相似。 一般在土壤 Cd 总浓度超过 60 mg · kg_-1 才可能引起水稻生物量的明显下降。黄冬芬等 ^[10] 采用土培盆栽 方法，研究土壤 Cd 处理对 3 种水稻品种产量的影 响，结果表明：当土壤 Cd 浓度为 60 mg · kg_-1 或 90 mg · kg_-1 时，扬稻 6 号和扬粳 9538 的产量与对照相比 变化不显著，当 Cd 浓度超过 120 mg · kg_-1 时产量显著 降低，而武运粳 7 号在 Cd 浓度 60 时的产量较对照 显著降低。Cd 胁迫下，水稻净光合速率、 蒸腾速率以 及气孔导度都呈下降趋势，细胞间隙CO₂浓度却上 升。 叶绿素含量下降，叶绿素 a/b 值逐渐升高，引起水 稻生物量的降低 ^[25] 。

表 3 9 个水稻品种在土壤 Cd 污染处理下的干重 （ g · 盆^-1） 和相对生物量 （ % ） Table 3 Dry weight （ g · pot^-1） and relative biomass （ % ） of nine rice cultivars in soils spiked with Cd

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对稻米重金属含量进行分析发现，添加外源 As 增加了稻米 As 的含量 （表 4 ）。在 As 处理下红泥田 上，3 种杂交稻水稻品种均超过国家食品卫生标准限 值 （ 0.7 mg · kg_-1 ），其他品种均不超标。其中，生长在红 泥田上的水稻稻米 As 含量显著高于黄泥田。其主要原因是较低的土壤 pH 值可以增加土壤溶液中 As 的 浓度 ^[26] ，并且较高的铁氧化物含量会增加土壤对 As 的吸附 ^[27] 。

表 4 9 品种和土壤类型对稻米 As、 Cd 含量的影响 （ mg · kg^-1） Table 4 Effects of cultivar and soil type on the uptake of As and Cd in rice （ mg · kg^-1）

表选项

对 Cd 而言，外源 Cd 的加入显著增加了稻米 Cd 的含量，在红泥田和黄泥田上分别有 5 种和 2 种水稻 品种达到或超过国家食品卫生标准限值 （ 0. 2 mg · kg_-1 ）； 红泥田上的稻米 Cd 含量显著高于黄泥田 （表 4 ）。其 主要原因是较低的 pH 值和有机碳含量使 Cd 在红泥 田上有较高的生物有效性。 2.3 品种和土壤类型对籽粒 As、 Cd 富集的影响

从图 1a 可以看出，在两种土壤类型上不同水稻 品种中籽粒 As 的富集系数 （ Bioaccumulation coefficient，BCF ） 存在显著差异 （ P<0.05 ） 。 对于 CK 处理，红 泥田上 As 的 BCF 变化范围是 0.028 4~0.0624，而在 黄泥田上变化范围是 0.013 6~0.0237； 对于 As 污染处 理，红泥田 As 的 BCF 变化范围是 0.004 9~0.0209，而在黄泥田上变化范围是 0.002 5~0.0062。 不同基因型 籽粒中 As 的 BCF 变化大致趋势为： 德农 2000、 冈优 118、 天协 6 号>中育 1 号、 特三矮 2 号、 浙 1500>晚粳 9707、 宁粳 1 号、 南粳 32。综合考虑两种土壤类型上 不同水稻品种 BCF 的显著差异，德农 2000 对 As 富 集能力较强，对 As 较为敏感，而南粳 32 对 As 富集 能力较弱，对 As 不敏感。土壤类型对 BCF 影响也达 到了显著的水平 （ P<0.05 ） ，水稻植株中 As 的迁移能 力在红泥田中强于黄泥田。

图 1 不同水稻品种 As 和 Cd 的富集系数 Figure 1 Bioaccumulation coefficients of As and Cd in different cultivars

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从图 1b 可以看出，在两种土壤类型上不同水稻 品种中籽粒对土壤中 Cd 的富集能力存在显著差异 （ P<0.05 ） 。 对于 CK 处理，红泥田上 Cd 的 BCF 变化范 围 是 0.065 ~0.374，而 在 黄 泥田 上的 变 化 范围 是 0.027~0.159； 对于 Cd 污染处理，红泥田 Cd 的 BCF 变 化范围是 0.155~0.419，而在黄泥田上的变化范围是 0.059~0.246。 不同基因型籽粒中 Cd 的 BCF 变化大致 趋势为：中育 1 号、 特三矮 2 号、 浙 1500>德农 2000、 冈优 118、 天协 6 号>晚粳 9707、 宁粳 1 号、 南粳 32。 在两种土壤类型上，浙 1500 对 Cd 富集能力较强，对 Cd 较为敏感，而南粳 32 对 Cd 富集能力较弱，对 Cd 不敏感。土壤类型对 BCF 影响也达到了显著的水平 （ P<0.05 ） ，水稻 Cd 迁移能力在红泥田上强于黄泥田。 Cd 和 As 的生物有效性在红泥田上高于黄泥田。

综合分析可知 （图 1a 和 b ） ，不同基因型水稻对 Cd、 As 富集能力差异显著，杂交稻对土壤中的 As 富 集能力较强，而籼稻对 Cd 吸收能力较强。这一方面 说明 Cd、 As 高积累的水稻品种中，该种金属的转运 蛋白基因可能具有较高的表达能力； 另一方面也说明 不同水稻类型对 Cd、 As 富集能力的差异与其不同的 运输通道有关。Cd 长距离运输机制可能与 Zn 相似， 很可能以配合物或者螯合物的形式被载体运输，其在 植物体中运输过程与植物的代谢有关。Lasat 等 ^[28] 检 测和克隆了 Zn 的载体蛋白基因 （ ZNT1 ），并证明该基 因可以提高 Cd 在植物体内的运输。而 As 在植物体 的运输与 Cd 不同，As （Ⅴ） 是通过磷酸盐吸收通道进 入水稻根部，As （ Ⅲ ） 则是通过类似膜内嵌蛋白的水通 道进入水稻根部，该通道又称作 Lsi1，它同时也是硅 （ Si ）的吸收通道 ^[29] 。Ma 等 ^[30] 的研究表明，在水稻长期的生长过程中，As （Ⅲ）能通过 Si 的卸载蛋白 Lsi2 向 木质部卸载，这也是控制 As 向水稻茎叶和籽粒转运 的关键步骤。 2.4 低富集、 高耐性水稻品种筛选

在重金属污染浓度处理下，南粳 32 对于 Cd、 As 污染均有较低富集能力 （稻米 Cd、 As 浓度没有超出 国家食品安全卫生标准 ），并且对 As 污染处理具有较 强的耐性。在筛选适合种植在轻度 Cd、 As 污染稻田 的水稻品种时，需要综合考虑水稻品种对重金属富集 能力以及其生物量的变化。南粳 32 是这 9 个水稻品 种中最适宜种植的品种，其稻米的污染风险最小。

对重金属污染土壤的治理方法有物理、 化学方法 及生物措施，但这些方法在有效性、 持久性及经济性 方面难以达到预期效果 ^[31] 。通过品种选择，将作物可 食部位的重金属浓度控制在允许范围内，已被认为是 轻度污染地区治理污染的有效途径，并在向日葵和硬 质小麦上成功应用 ^{[32, 33]} 。 污染的土壤将会长期存在，限 于高昂的治理成本目前无法修复所有遭受重金属污 染的土壤，因此通过筛选和应用重金属低积累高耐性 水稻品种将是一个减少重金属进入食物链、 从而避免 健康风险的有效方法。 由于很多土壤重金属污染为复 合型污染，需要加强培育和筛选对多种重金属低积累 的水稻品种。 3 结论

在 As 污染 （ 45 mg · kg_-1 ） 的土壤上，会引起水稻生 物量的显著降低。不同基因型的水稻对 As 污染耐性 有显著差异，晚粳 9707 生物量降幅较小，对 As 污染 的耐性较高； 而浙 1500 降幅较大，对 As 污染的耐性 较低。在 Cd 污染 （ 0.6 mg · kg_-1 ） 的土壤上，9 种水稻品 种对 Cd 污染耐性的差异不显著。

不同水稻品种对土壤 Cd、 As 的吸收富集能力有 显著差异。在两种土壤类型上，德农 2000 对 As 富集 能力较强，对 As 污染敏感；浙 1500 对 Cd 富集能力 较强，对 Cd 污染敏感； 而南粳 32 对 Cd、 As 富集能力 均较弱，对 Cd、 As 污染不敏感，并且对 As 污染也有 较高耐性。因此，南粳 32 更加适合种植在 Cd、 As 轻 度污染的稻田中，可降低对人体的健康风险。