我国农田土壤重金属污染日益严重，2014 年环保部、国土资源部联合发布的“全国土壤污染状况调查公报”显示^[1]，土壤镉（Cd）、砷（As）污染问题最为突出，全国点位超标率分别为7.0%和2.7%。农业部对湖北、湖南、江西和四川四省重点污染区水稻田调查发现，镉、砷超标面积最大^[2]。在主要农作物中，水稻对Cd、As的吸收能力最强，稻米已成为我国Cd、As暴露的主要来源^[3-4]。如何控制水稻Cd、As吸收，是当前亟需解决的重要环境问题。

作物吸收重金属，主要取决于作物本身的遗传因素以及外界环境条件^[5-6]。遗传因素方面，作物吸收重金属存在显著的品种间差异^[7]。蒋彬和张慧萍^[8]发现，239 份水稻品种籽粒镉含量在0.01~1.98 mg·kg^-1 之间，砷含量在0.08~49.14 μg·kg^-1之间，品种间差异极显著。吴启堂等^[9]、刘志彦等^[10]和Mei 等^[11]也发现不同水稻品种对镉、砷的耐性和吸收具有显著差异。选种镉、砷低吸收水稻品种是实现稻米重金属含量达标的重要途径之一。

水分管理是影响水稻镉、砷吸收最主要的外界环境因素之一，而且二者吸收量大小受田间水分的影响几乎完全相反：田间水分多，Cd 吸收量少但As 吸收量大^[12]；田间水分少，Cd 吸收量大但As吸收量小。研究表明^[13]，糙米Cd 含量在长期淹水下比间歇灌溉下降了41.3%，比湿润灌溉下降了70.7%。淹水条件下稻米总砷可达富氧条件下的10~15 倍，籽粒无机砷是富氧条件下的2.6~2.9倍^[14]。针对南方大面积的镉、砷复合污染农田，如何进行水分管理确是一大难题。

旱稻是全球五大稻作类型之一，是一种抗旱性极强的栽培稻，其一生无需水层，种植旱稻可能会显著降低As的吸收。目前，有关旱稻吸收砷、镉的研究报道相对较少^[15-18]，本研究拟以29 份不同基因型旱稻为材料，研究非淹水条件下其对Cd、As 的吸收与累积特征，以筛选出低As 与低Cd 吸收品种，为Cd 与As污染农田稻米安全生产提供支持。

29 份旱稻材料由上海市农业生物基因中心提供，其品种名称及类型见表 1。这些旱稻资源收集于世界各地，具有较大的遗传差异背景。土壤采自湖南省郴州市某地，属石灰性土壤发育的水稻土（0~20cm），经自然风干、过筛、去杂质和充分混匀后备用。土壤基本理化性状：pH 7.59、CEC 21.6 cmol·L^-1、有机质15.25 g·kg^-1、碱解氮35.47 mg·kg^-1、速效磷21.58mg·kg^-1、速效钾35.23 mg·kg^-1，全As 含量82.6 mg·kg^-1，全Cd 含量1.35 mg·kg^-1，As、Cd 分别是土壤环境质量标准（GB 15618—1995）的4.13、1.35倍。

表 1 供试旱稻基本信息 Table 1 Basic information of the tested upland rice cultivars

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试验于玻璃温室内进行，采用盆栽试验，每盆装风干土6 kg，每种基因型重复3 次，播种前按N:P₂O₅:K₂O=1:1:1（质量比）施入基肥并浇水使土壤保持润湿，平衡2周。旱稻直播，每盆播种8~10 粒，在三叶期定植，每盆留3株。其他操作同常规大田生产。

旱稻成熟后采样，收集地上部，先进行脱粒，用自来水洗净茎叶和稻谷，最后用去离子水润洗，用滤纸吸干表面水分，于105℃杀青30 min，70℃烘干至恒重后粉碎。稻谷风干后脱壳，分为颖壳和糙米两部分，分别烘干至恒重后粉碎过筛待测。

样品用硝酸-高氯酸（4:1）混合消煮^[19]。As、Cd使用ICP-MS（Agilent 7700x，USA）测定，仪器检出限约0.01μg·L^-1。分析过程中每隔20个样品随机选取1个样品进行重复测量，重复性偏差满足相关国家标准的要求，同时在测定过程中每20个样品回测1次标准溶液，回测偏差臆5%。使用国家标准物质大米粉（GBW10010）进行质量控制，测定结果全部在定值范围内。

砷、镉在旱稻不同器官间的转运系数按以下公式计算：

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数据用Microsoft Excel 2013 处理，统计分析和差异显著性检验用SPSS 22.0 统计软件，显著性差异水平为P<0.05。

由图 1 可以看出，As 和Cd 复合污染土壤条件下，不同旱稻品种间生物量差异显著。29 份不同基因型旱稻平均单株地上部生物量为23.57 g，变异系数为15.8%。单株地上部生物量从小到大，排在前几位的是V6、V10、V1、V27、V4、V22、V28 和V12，排在后几位的是V19、V13、V8 和V20，最大者V20（31.09 g）是最小者V6（18.21 g）的1.7 倍，说明不同基因型旱稻在生物量方面具有较大的差异。究其原因：一方面可能源于不同基因型旱稻的遗传差异；另一方面，可能是由镉、砷胁迫的敏感程度不同而引起。

图 1 不同基因型旱稻成熟期单株生物量 Figure 1 The biomass comparisons of different upland rice genotypes at maturation 不同字母表示不同基因型旱稻地上部单株生物量差异显著，P<0.05

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不同基因型旱稻各器官As、Cd 含量见表 2。29份基因型旱稻茎叶As 平均含量为1.022 mg·kg^-1，变异系数为25.1%，品种V22、V24 含量最高，而品种V8、V13、V16、V17 和V19 含量较低，最高者V22（1.574 mg·kg^-1）是最低者V19（0.569 mg·kg^-1）的2.8倍。颖壳As 平均含量为0.177 mg·kg^-1，变异系数为54.3%，品种V24 含量最高，品种V8、V13、V16、V19、V22 和V23 中含量较低，最高者V24（0.515 mg·kg^-1）是最低者V16（0.066 mg·kg^-1）的7.8 倍。糙米中As平均含量为0.050 mg·kg^-1，变异系数为39.7%，品种V7、V11、V17、V24、V25、V26 和V29 含量较高，而品种V8、V13、V16 和V19 含量较低，最高者V26（0.084mg·kg^-1）是最低者V8（0.014 mg·kg^-1）的6.0倍。

表 2 旱稻不同器官As、Cd 含量 Table 2 The content of As and Cd in different tissues of upland rice cultivars

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不同旱稻各部位Cd含量差异也非常大，茎叶Cd平均含量为0.811 mg·kg^-1，变异系数为58.2%，品种V1、V4、V22 和V27 的茎叶Cd 含量较高，而V2、V3、V5、V7、V13、V19、V20、V24 和V29 茎叶Cd 含量较低，最大者V27（1.672 mg·kg^-1）是最小者V13（0.170mg·kg^-1）的9.8倍。颖壳Cd平均含量为0.230 mg·kg^-1，变异系数为38.9%，品种V1 和V28 中含量最高，旱稻品种V6、V13、V16、V19 和V20 中含量较低，最高者V28（0.456 mg·kg^-1）是最低者V20（0.100 mg·kg^-1）的4.6倍。糙米Cd平均含量为0.116mg·kg^-1，变异系数为58.0%，品种V1 和V22含量最高，而品种V3、V11、V13、V16、V19和V20含量较低，最高者V1（0.290 mg·kg^-1）是最低者V11（0.027 mg·kg^-1）的10.7倍。

不同基因型旱稻As转运系数见图 2。29 份旱稻品种之间存在较大的差异。GH 变化范围为0.151~0.596，平均值为0.311，变异系数为34.0%；GS 变化范围为0.020~0.115，平均值为0.051，变异系数为43.6%；HS 变化范围为0.053~0.342，平均值为0.173，变异系数为43.4%。As 在不同器官间的转运系数差异大，说明旱稻对As 的吸收和转运存在较大的基因型差异。除个别品种外（V1、V5、V21、V24、V29），总体表现为GH>HS>GS，说明As 从颖壳转移到籽粒最容易，从茎叶转移到颖壳次之，从茎叶转移到籽粒最低。

图 2 不同基因型旱稻As转运系数 Figure 2 As transport coefficients of different upland rice genotypes GH：糙米As含量/颖壳As含量，GS：糙米As含量/茎叶As含量，HS：颖壳As含量/茎叶As含量。下同

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不同基因型旱稻Cd 转运系数也存在较大的差异（图 3）。GH 变化范围为0.153~0.941，平均值为0.493，变异系数为37.5%；GS 变化范围为0.028~0.569，平均值为0.185，变异系数为70.0%；HS 变化范围为0.141~1.416，平均值为0.420，变异系数为75.4%。与As比较，Cd 转运系数的变异系数较大，说明旱稻对Cd 的吸收在不同品种间差异更大。总体来说，旱稻茎叶向糙米Cd 转移系数最低，部分基因型糙米转移到颖壳容易，部分从茎叶转移到颖壳容易，品种间的Cd 转移系数较As转移系数更为复杂。

图 3 不同基因型旱稻Cd转运系数 Figure 3 Cd transport coefficients of different upland rice genotypes

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旱稻对Cd 和As 吸收、累积的相关性如表 3。茎叶和糙米中，As 与Cd 含量相关性不显著，说明茎叶和籽粒累积As、Cd 没有必然联系。但在颖壳中，As、Cd含量相关系数为0.386，呈显著正相关（P<0.05），表明较高的Cd含量可能伴随着较高的As含量。

表 3 旱稻器官As、Cd 含量相关性 Table 3 The correlation coefficients among Cd and As content

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同种元素在不同器官间的相关性：As表现为茎叶与颖壳相关系数0.437，呈显著正相关（P<0.05），颖壳与糙米相关系数0.611，呈极显著正相关（P<0.01），茎叶与糙米间相关性不显著；Cd表现为茎叶与颖壳呈显著正相关，相关系数0.466，颖壳与糙米、茎叶与糙米间均呈极显著正相关，相关系数分别为0.758 和0.658。Cd在茎叶与糙米、颖壳与糙米间的相关系数都比对应的As高，说明Cd更易于在不同器官间迁移。

土壤As、Cd 复合污染胁迫下，29 份不同基因型旱稻生物量差异显著，单株地上部生物量最大值与最小值相差近1倍，差异大的原因主要在于旱稻间本身的遗传差异，以及不同基因型旱稻对镉、砷胁迫的耐性差异。

作物对重金属的吸收与转运差异，主要受遗传因素控制^[20]，不同基因型旱稻各器官对As 或Cd 的吸收、累积差异较大，茎叶、颖壳和糙米等部位含量的变异系数，As 分别为25.1%、54.3%和39.7%，Cd 分别为58.2%、38.9%和58.0%，显示出旱稻对As 或Cd的吸收存在显著的品种间差异。这与前人的研究结果一致^[21-23]。而且，Cd 的变异系数总体高于As，与程旺大^[24]针对31 份不同基因型水稻进行连续3 年的重金属吸收差异结果一致。王林友等^[25]研究了78 份水稻对Cd、As 的吸收，也发现糙米Cd 含量变异系数（40.5%）大于As（17.7%）。张红振等^[26]通过文献大数据统计分析，亦得到相同的结论。但蒋斌和张慧萍^[8]比较的239 份水稻品种中，精米As 变异系数（51.8%）大于Cd（39.8%）。本研究茎叶和籽粒Cd 变异系数大于As，但颖壳相反，在一定程度上说明不同基因型旱稻对Cd 的吸收差异更大。

所有基因型旱稻对Cd、As 器官间的吸收大小均表现为茎叶跃颖壳跃糙米，呈现自下而上递减的规律，与前人结果基本一致^{[8, 27]}。As、Cd 在地上部不同器官间的转移系数不同，糙米、颖壳和茎叶中平均含量的比值，As 为1:3.5:20.4，Cd 为1:1.9:6.7。从颖壳到糙米，Cd 的转运能力是As 的1.8 倍；从茎叶到颖壳，Cd的转运能力是As 的1.7 倍；从茎叶到籽粒，Cd 的转运能力是As的3倍。同时，Cd含量在茎叶、颖壳和糙米不同部位间均具有显著正相关性，而且相应相关系数均大于As，表明Cd 不同器官间迁移性更强。程旺大等^[24]比较了31 份不同基因型水稻对Cd 和As 的吸收，也发现Cd从茎叶转运到籽粒远大于As。同时，就As、Cd 在不同基因型旱稻器官间的转移系数来说，3种转运系数（GH、GS 和HS）及其变异系数均表现为Cd高于As。这些结果说明，Cd在旱稻不同器官间的迁移能力较As 强，而且旱稻转运Cd 能力的基因型差异也大于As。

作物吸收重金属除受本身的遗传因素影响外，外界环境条件也是重要因素之一。不同基因型旱稻种植在超过土壤环境质量标准（GB 15618—1995）4.13倍的砷污染土壤中，糙米As 平均含量仅为0.05 mg·kg^-1，远低于“无公害食品-大米”标准（NY 5115—2002）的0.5 mg·kg^-1，而且糙米As 最大值（0.084 mg·kg^-1）仅为标准的16.8%。供试土壤As 含量高，而旱稻籽粒As 含量极低的主要原因在于，旱作可显著降低土壤As 活性，从而减少作物As 吸收。土壤砷主要以无机态的As（芋）和As（V）存在，二者间的转化主要受氧化-还原电位所控制^[28]。富氧条件下，As（芋）氧化为As（V），后者被吸附到粘粒矿物、铁锰氧化物及其水化氧化物和土壤有机质上，并且还可以和铁矿以砷酸铁的形式共沉淀，从而降低了其生物有效性。Xu 等^[14]研究表明，淹水条件下稻米总砷是富氧条件下的10~15 倍。干湿交替条件下种植出的稻米As 含量远低于较持续淹水条件^[29]。因此，旱稻是降低As 暴露风险、保障稻米质量安全的有利选择。

然而，旱作条件在降低糙米As含量的同时，可能会导致Cd含量的增加^[15]。旱作可使稻田土壤交换态、碳酸盐结合态Cd 含量增加，从而促进Cd 向植株的迁移和累积^[30-31]。29 份旱稻品种糙米Cd 含量与国标0.2 mg·kg^-1（GB 2762—2012）相比，超标和接近超标的品种有V1、V17、V22、V27 和V28 共5 份，占比17.2%，另外24 个品种均未超标，糙米Cd 合格率的基因型达82.8%。总体来说，在土壤Cd 超标1.35 倍的情况下，旱稻Cd 超标率相对较低，其原因可能是供试土壤属碱性土（pH 7.59），Cd 的有效态含量较低，导致植株吸收量较小。比较旱稻与水稻之间的差异，本研究旱稻Cd 从茎叶向糙米的转移系数为0.185，冯文强等^[32]研究的20 个品种水稻，相应转运系数与本研究旱稻相当（0.200），但李坤权等^[33]研究的20 份水稻，相应转运系数比较小（0.030），说明旱稻与水稻在Cd 转运能力方面差异可能不大。但是，植物吸收转运重金属，与环境、遗传及环境与遗传交互作用有关^{[5-6, 34]}。旱稻与水稻对Cd 的转运能力出现差异的原因还需进一步研究。

总体来说，所有旱稻的糙米As含量远远低于无公害食品标准（NY 5115—2002），说明非淹水种植旱稻可完全实现稻米As 的安全控制。糙米Cd 含量达标（0.2 mg·kg^-1）的基因型占82.8%；糙米Cd 含量不到国标50%的基因型占37.9%，包括V11（0.027mg·kg^-1）、V13（0.030 mg·kg^-1）、V3（0.032 mg·kg^-1）、V19（0.036mg·kg^-1）、V20（0.038 mg·kg^-1）、V16（0.062 mg·kg^-1）、V25（0.076 mg·kg^-1）、V6（0.078 mg·kg^-1）、V12（0.088mg·kg^-1）、V15（0.091 mg·kg^-1）和V2（0.094 mg·kg^-1）；糙米Cd 含量不到国标的25%基因型占17.2%。研究表明，完全可以通过筛选出具有As、Cd 均低吸收的旱稻品种，在非淹水富氧条件下种植，有效实现Cd、As复合污染情况下的稻米安全生产。

（1）土壤As、Cd 复合污染下，不同基因型旱稻在生物量和As、Cd 吸收量上均存在显著的基因型差异，而且旱稻吸收Cd的基因型差异性较As更大。

（2）旱稻不同器官对镉、砷积累量大小顺序均为茎叶跃颖壳跃糙米。旱稻As转运系数整体表现为GH>HS>GS，Cd 转运系数GS 最低，GH 和HS 大小因基因型差异而不同。结果表明，Cd 在旱稻不同器官间的迁移能力较As 强，而且旱稻转运Cd 能力的基因型差异也大于As。

（3）供试旱稻糙米As含量均远低于相关标准，糙米Cd 含量达标的基因型占82.8%，在国标50%和25%以下的基因型分别占37.9%和17.2%，表明在Cd、As复合污染情况下，通过筛选对镉和砷均低吸收的旱稻品种进行非淹水种植可实现稻米安全生产。