全 文 ：植物学通报 2004, 21 (5): 595~607
Chinese Bulletin of Botany
①沈阳市科委资助课题(2001)。
②通讯作者。Author for correspondence. E-mail: HaolinWJws@yahao.ca
收稿日期：2003-05-27 接受日期：2003-08-25 责任编辑：崔郁英
用转基因植物修复重金属污染的土壤
①
徐 昕　陶思源 郝 林②
(沈阳师范大学环境科学系 沈阳 110034)
摘要　将新的性状转入高生物量植物中，以此开发高效的转基因植物修复系统，用于重金属污染的土
壤修复是一项具有广阔应用前景的技术。大量实验表明，将细菌、真菌、动物、人类及植物本身与重金
属脱毒相关的基因转入高生物量植物，异源表达产物可介导转基因植物耐受和高积累重金属及类似物。
综述了这方面的研究进展。
关键词　转基因植物，植物修复，重金属污染，植物络合素，金属硫蛋白
Remediation of Heavy Metal Contaminated Soil
by Transgenic Plants
XU Xin TAO Si-Yuan HAO Lin②
(Department of Environmental Sciences, Shenyang Normal University, Shenyang 110034)
Abstract The introduction of novel traits into high biomass plants is a promising strategy to develop
an efficient system for phytoremediation of soils contaminated with heavy metals. Evidences have shown
that related genes to heavy metals detoxification from bacteria, yeasts, animals, humans and plants can be
expressed in transgenic plants to improve the tolerance at higher concentrations of heavy metals and
metalions. Here, recent advances in this field were briefly reviewed.
Key words Transgenic plant, Phytoremediation, Contaminated with heavy metal, Phytochelatin,
Metallothionein
随着工业的发展，重金属污染已成为全球关注的问题。土壤中普遍存在的重金属及类似
物有：Zn、Cu、As、Pb、Hg、Cd、Ni 和 Co 等(Lasat,2002)。其中 Zn 是植物必需的，
且相对无毒，而 Cu、Co、Ni 等虽是植物必需的，但浓度高时毒性很强。As、P b、Hg
和 Cd等还未发现任何生理功能，对生物是剧毒的。重金属在土壤中非常稳定，采取理化去
除法耗资巨大，常会产生二次污染，况且当污染面积巨大时是不可行的。生物修复，尤其
是植物修复近年来引起人们极大关注。 植物修复(phytoremediation)是利用植物根系将重金属从
污染的土壤中吸收到体内，经络合、隔离、体内平衡和挥发等方式使其在体内高积累或释放
到大气中，从而达到修复的目的。这种方法经济有效，在某些情况下还可从焚烧的植物灰烬
专 题 介 绍
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中回收重金属(Cunningham and Berti, 2000)。随着在分子水平上对植物耐受重金属及类似物机
理的认识，已识别和克隆了大量相关基因( Pan et al., 1994a; Clemens et al.,1999; Cobbett,2000a;
2002; Vatamaniuk et al.,2000)，为改进植物修复系统的效率提供了新途径，即利用转基因技术
将某些重金属脱毒基因转入高生物量植物中，开发高效的转基因植物修复系统。目前在实验
室条件下这种方法是可行的，但商业化应用还需做大量工作。本文综述了近年来利用转基因
植物去除环境中重金属及类似物的研究进展，着重于植物耐受重金属的分子机理、相关基因
的识别、克隆及表达。
1 转基因植物用于检测环境中重金属及类似物的污染程度
科学评价污染土壤中重金属及类似物的毒性是植物修复工程的前提，也是环境评价的重要
组成部分。毒性重金属可引发DNA点突变或染色体断裂，即所谓的基因毒性(genotoxicity)。
有多种方法用于检测和评价重金属的基因毒性，如在大肠杆菌(Escherichia coli)(Schaaper and
Dunn,1991)和鼠伤寒杆菌 (Salmonella typhimurium)(Rossman,1991)中建立的功能得失(gain and loss
of function)系统，碱性单胶电泳检测 (Hartmann and Speit,1994)，姊妹染色质交换检测(Siviková
and Dianovsky, 1995)，转基因鼠检测系统(Sacco et al., 1997)以及最近发展的转基因植物检测系
统(Kovalchuk et al.,2001)。综合比较可知转基因植物检测系统对供试重金属及类似物最敏感，
因此是一种可行的检测方法。
转基因植物检测系统的原理是利用重金属及类似物能引发植物核DNA点突变或染色体断裂
的特性，以失活的报告基因 GUS活性恢复程度为指标，评价土壤的污染程度。在一定范围
内污染物浓度越高，转基因GUS活性恢复程度越高(Kovalchuk et al.,2001)。本系统包括两种
检测方法：基于点突变的检测和染色体断裂后同源重组的检测。
(1) 点突变 转基因拟南芥(Arabidopsis thaliana)中GUS基因的一个密码子GGA改变成另
一种氨基酸的密码子AGA或终止密 码子TGA，导致GUS失活。当这种转基因植株生长于重
金属污染的环境中，由于基因毒性的作用，突变的密码子 T(或 A)GA有可能回复为正常的
GGA，从而使植株叶片GUS染色呈阳性。实验证明，随着环境中As3+、Ca2+、Cu2+、Pb2+、
Zn2+和Ni2+的浓度增加，GUS活性也增强，表现为叶片蓝色斑点数量增多。田间试验与实验
室的结果完全一致。
(2) 同源重组 转基因拟南芥中含有 2个 GUS基因部分片段，方向相反，其中有一段序
列是重复的(图 1，以“U”表示这段重复序列)。基因毒性使染色体断裂，发生同源重组后
形成完整的 GUS基因，染色呈阳性。
图 1 两个部分GUS片段同源重组
Fig.1 Homologous recombination between two partial GUS fragments
5972004 徐 昕等：用转基因植物修复重金属污染的土壤
两种方法对比表明，对不同种类和浓度的重金属或类似物，它们的灵敏度不同，但总体
趋势一致，即污染物浓度越高，叶片GUS染色斑点越多。共同特点是灵敏度高，如在培养
基中加入 0.001 mg.L-1 Cd, 与对照(不加 Cd)相比可引起GUS基因回复突变 2.9~3.3倍，同样，
引起同源重组的频率也显著提高(Kovalchuk et al., 2001)。
最近，人们试图开发用于监测特异重金属的转基因植物。如Krizek等(2003)首先通过DNA
微阵技术(DNA microarray)从拟南芥基因组中分离出Ni特异诱导表达的基因AHB1,然后将其启动
子与GUS基因融合后转入拟南芥中，此转基因植物就可用于检测其生长环境中是否含有
Ni 及其含量高低。
2　植物修复的机制
2 . 1　植物对重金属的吸收、转运及转化
植物根系主要作用之一是吸收土壤中的营养元素。由于某些毒性重金属与植物必需元素在
化学特性上具有相似性，因此可通过植物吸收营养元素的途径进入根部。如AsO43-或Cd2+能
通过吸收 PO43-或 Fe2+/ Ca2+的途径进入体内(Cohen et al., 1998)。由于植物根表面积巨大，因
此吸收速度快、量大。如生长于液体培养基中的印度芥菜(Brassica juncea)根组织能快速积累
Ca2+、Ni2+、Pb2+ 和 Sr2+至 500倍环境浓度(Salt and Kramer,1999)。即使在离子浓度很低的情况
下，植物也可大幅度吸收。如在数小时内烟草(Nicotiana tabacum L.)根可使含有 1~5 mg.L-1汞
离子的液体培养基中的Hg(Ⅱ)浓度减少100倍(Heaton et al.,1998)。根据对重金属的积累程度，
将地上部分积累量比相同环境下生长的“正常”植物高 10%~30%的植物称为超富集植物
(hyperaccumulator)(Baker and Brooks,1989)。据统计，至少在 45科中报道了约 400种超富集植
物(Baker et al.,2000)，其中 Thlaspi caerulescens是已知的积累浓度最高且研究最深入者之一。
对多数植物来说， Zn2+浓度约达100 mg.L-1时就已表现出中毒症状，而T.caerulescens能积累
26 000 mg.L-1而不表现任何伤害 (Brown et al., 1995)。T. caerulescens的根在 Cd2+浓度为 100
mg.L-1的培养基中仍能生长，而非超富集植物的根在 Cd2+为 20 mg.L-1时就停止生长了。这
种植物已成为研究金属吸收、积累及耐受机理的模式实验材料(Shen et al., 1997; Lasat et al.,
2000)。
了解重金属离子的吸收及其在体内的转运机制对发展高效植物修复系统是必要的。一个广
泛研究的金属离子吸收转运系统是锌铁转运蛋白家族(ZRT,IRT-like Proteins,ZIP)(Guerinot,2000)。
其中 ZRT(zinc-regulated transporter)是酵母锌转运体，而 IRT(iron-regulated transporter)是拟南
芥铁转运体。已从不同植物、酵母或动物细胞中识别出 25个以上的 ZIP成员。ZIP蛋白一般
由 309~476个氨基酸组成，其主体分布于细胞膜中，C末端和N末端位于膜外，而一个富含
组氨酸的可变区位于膜内，可能是金属结合区(Guerinot,2000)。 ZIP蛋白参与Zn2+和Fe2+吸收
及跨膜运输。拟南芥 ZIP1、ZIP2和 ZIP3基因在酵母菌 Zn2+转运缺失突变株中表达可恢复其
Zn2+转运功能。当缺Zn2+时可诱导拟南芥根部 ZIP1和 ZIP3基因的表达(Grotz et al.,1998)。这
3种 Zn2+转运蛋白对 Zn2+转运的活性受Mn2+、Co2+、Cd2+和 Cu2+的抑制，表明 ZIP蛋白也
可能转运这些离子。在拟南芥根部表达的另一种ZIP成员 ITR1(iron transporter 1)可转运 Fe2+，
当Fe2+匮乏时，该基因表达被诱导。ITR1蛋白也能有效地转运Cd2+和Zn2+(Cohen et al.,1998)。
因此，当营养元素匮乏时，ZIP1、ZIP2、ZIP3、ITR1以及其他相关的可诱导离子转运器有
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可能参与毒性离子的转运。相反，若剔除(knock-out)拟南芥铁离子调节的转运基因 IRT1，其
突变体irt1表现出缺铁和锌的症状(Henriques et al.,2002)。IRT1除了参与吸收和转运Fe2+和Zn2+
外，也能使酵母相应的离子吸收转运缺失突变体恢复吸收Mn、Co (Korshunova et al.,1999)。
在植物体内，ZIP成员的表达是受调节的，如Zn2+超富集植物T.caerulescens的根部ZNP1(ZIP
成员之一)的表达量比不积累Zn2+的近缘种T. arvense有明显提高( Saier,2000)。
另一个参与植物吸收和转运金属的蛋白家族是nramp(natural resistance associated macroph-
age proteins)。nramp最初是从鼠体内分离的，介导对细菌抗性，后来在细菌、真菌、植
物和其他动物中都发现了nramp相关基因。如从拟南芥中分离出的AtNramp3参与Fe2+在体内
的平衡以及参与对 Cd2+的吸收(Thomine et al.,2000)。其他金属离子吸收转运基因如小麦基因
LCT1，在酵母中表达可使其对Cd2+和 Ca2+吸收活性增强(Clemens et al.,1998)。拟南芥基因
COPT1可使酵母Cu2+缺失突变体恢复吸收和转运Cu2+(Kampfenkel et al.,1995)。第一个报道的
介导Pb2+吸收的基因是烟草的NtCBP4 (Arazi et al.,1999)。从上述重金属吸收转运的研究中可
看出，植物对大多数金属离子的吸收都存在多个系统，那么对具体某种金属而言，哪一个系
统起主要作用还不清楚，需进行遗传学研究。不过一般来说金属吸收的多个系统可分为两种
类型，即高亲和(high-affinity)系统，适用于金属离子浓度较低的状况，低亲和(low-affinity)系
统，适用于金属离子浓度较高时的状况(Eide,1998)。
吸收到体内的重金属通过络合或隔离(如集中于液泡、胞壁连续区、叶表皮和表皮毛等
特殊部位)使细胞免受毒性，从而达到高积累，或通过植物体的酶促反应转化成低毒的或挥
发性状态。
2.2　植物络合素及其作用
植物体内普遍存在的一种重金属脱毒机制是配体与重金属离子的络合，如有机酸、氨基
酸和多肽等都可作为配体以不同方式与重金属络合并脱毒( Rauser, 1 9 9 9 )。植物络合素
(phytochelatin, PC)是另一类被广泛研究的配体。
PC是一类短肽的总称，由一系列酶促反应合成，其结构通式为(γ-GluCys)n-X，其中 n
通常为 2~5, X一般为Gly，但在个别植物中是β-Ala、Ser或Glu(Cobbett, 2002)。最简单的PC
就是谷胱甘肽(glutathione)，即 n=1，X=Gly。PC广泛存在于植物体和某些微生物中，主要
功能是参与重金属脱毒。近年来有关PC的生物合成研究颇多(Cobbett, 2000b; 2002)。PC生物
合成及已知的调节途径如图 2。
大量实验证明, GSH是PC合成的底物(Zenk,1996; Rauser,1999; Cobbett,2000a)，遗传学研究
也表明, 裂殖酵母和拟南芥GSH缺失突变体同时缺失 PC，并表现出对Cd高度敏感。PC合成
酶最早是在1989年被纯化的(Grill et al.,1989)，1999年克隆了PC合成酶基因 (Clemens et al., 1999;
Ha et al., 1999;Vatamaniuk et al., 1999)。到目前已从拟南芥 、酵母菌及线虫中识别和克隆了多
个参与 PC生物合成的基因(表 1)。
大量研究表明，PC介导植物对高浓度Cd2+耐受，其原理是PC-Cd复合物进入细胞的液泡
内(图 2)。拟南芥和裂殖酵母PC缺失突变体对Cd及砷酸根离子高度敏感( Clemens et al.,1999;
Ha et al.,1999)。除 Cd2+之外，Ag 、Cu、Hg和 Pb等离子都能在体内(in vivo)诱导 PC合成，
离体(in vitro)激活PC合成酶。最近，Gisbert等(2003)将小麦的PC合成酶基因导入一种灌木状
5992004 徐 昕等：用转基因植物修复重金属污染的土壤
的烟草(Nicotiana glauca)中，在含 Pb2+为 1 572 mg.L-1的土壤中生长，转基因植物的根较野
生型的长 160％，体内积累的 Pb量是野生型的 2倍。
2.3　金属硫蛋白
金属硫蛋白(metallothionein，MT)是由核基因编码，低分子量，富含半胱氨酸，能与金
属结合的一类多肽的总称，普遍存在于动物、植物和原核生物中(Cobbett, 2002)。植物中含
有复杂的MT基因家族，编码的MT通常由 60~80个氨基酸组成，其中含有 9~16个 Cys。根
据 Cys的分布，植物体中MT被分成 4类(Robinson et al.,1993)。有一小部分MT基因已被测
图 2 植物络合素的生物合成途径
At. 拟南芥; Bj. 印度芥菜; Ta. 小麦; GSH. 谷胱甘肽; GCS. 谷胱二肽合成酶; GS. 谷胱甘肽合成酶; PC. 植物
络合素; PCS. 植物络合素合成酶; HMT1. PC-Cd 复合体液泡膜转运器; JA. 茉莉酸; Cd. 镉; 负调控; 正调控
Fig.2 Phytochelatin biosynthetic pathway (Cobbett,2000b)
At. Arabidopsis thaliana; Bj. Brassica juncea; Ta. Triticum aestivum; GSH. Glutathione; GCS. g-glutamylcysteine
synthase; GS. Glutathione synthase; PC. Phytochelatin; PCS. Phytochelatin synthase; HMT1. A vacuolar
membrane transporter of PC-Cd complexes; JA. Jasmonic acid; Cd. Cadmium; Negative regulation; Positive
regulation
表 1 不同有机体中 PC生物合成基因及功能
Table1 Genes involved in phytochelatin biosynthesis and their functions in organisms
有机体 基因 活性及功能 文献
Organism Gene Activity/function Reference
裂殖酵母 GSH1 γ-谷胱二肽合成酶 /参与谷胱甘肽合成 Mutoh and
(Schizosaccharomyces pombe) γ-glutamylcysteine synthetase/GSH biosynthesis Hayashi,1988
拟南芥 CAD2 γ-谷胱二肽合成酶 /参与谷胱甘肽合成 Vernoux
(Arabidopsis thaliana) γ-glutamylcysteine synthetase/GSH biosynthesis et al.,2001
裂殖酵母 GSH2 谷胱甘肽合成酶 /参与谷胱甘肽合成 Mutoh and Hayashi,
(Schizosaccharomyces pombe) Glutathione synthetase/GSH biosynthesis 1988
拟南芥 CAD1 PC合成酶 /参与 PC合成 Howden
(Arabidopsis thaliana) PC synthase/PC biosynthesis et al.,1995
裂殖酵母 PCS1 PC合成酶 /参与 PC合成 Ha et al., 1999
(Schizosaccharomyces pombe) PC synthase/PC biosynthesis
线虫 PCS1 PC合成酶 /参与 PC合成 Vatamaniuk
(Caenorhabditis elegans) PC synthase/PC biosynthesis et al.,2000
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序，在DNA水平上也支持了上述的分类。第一个从植物中纯化出的MT是来自于小麦胚的 4
型MT，特异地结合 Zn2+(Lane et al., 1987)。由于在有氧状态下MT不 稳定，因此在植物体
中识别和研究MT比较困难，不过以细菌为受体异源表达植物MT基因，对研究植物MT的
金属结合特性提供了方便。如豌豆(Pisum sativum L.) 1型MT基因PsMTa在E.coli中表达，其
产物可结合 Cu2+、Cd2+和 Zn2+，其中对 Cu2+的亲和力最高(Tommey et al.,1991)。拟南芥MT
在缺失MT的酵母菌中表达可恢复该菌株对Cu2+的耐受性(Zhou and Goldsbrough,1994)。这些
结果表明来源于植物的MT可介导非植物系统对金属的耐受。同样也有大量研究表明，来源
于其他生物的MT可介导植物对重金属的耐受(Pan et al., 1993; 1994b; Rugh et al.,1998; Bizily et
al.,1999)。离体实验表明，MT通过硫键与一系列重金属及类似物结合，对下列离子的结合亲
和力依次为：Bi(Ⅲ)＞Hg(Ⅱ)＞Ag(Ⅰ)＞Cu(Ⅰ)＞Cd(Ⅱ)＞Pb(Ⅱ)＞Zn(Ⅱ)(Kägi and Schaffer,
1988)。
PC和MT同时存在于植物中，其作用有共性，那么二者的关系如何？在金属脱毒方面是
否有分工？目前了解的还很少。
2.4 植物抗氧化防卫反应
高浓度重金属能引发植物产生胁迫反应(stress response),其中研究较多的是抗氧化防卫反应
(antioxidative defense response)。当植物与高浓度 Cd、Ni和 Zn等重金属接触时，其体内积
累活性氧种类物质(active oxygen species,AOS)，如超氧化物(superoxide)，过氧化物(peroxide)
等。除非植物能有效地消除这些AOS,否则会造成膜脂过氧化，酶失活以及DNA破坏(Dietz et
al.,1999)，其中膜系统是受重金属伤害的主要位点(Schutzendubel et al.,2001)。如许多植物对高
浓度Cd的典型反应症状之一是体内积累H2O2, 因为H2O2能自由穿越膜系统，致使细胞内各个
区域受损，这预示抗氧化防卫反应可能在植物耐受Cd等重金属方面起关键作用(Boominathan
and Doran,2003)。
目前，对重金属引发的植物抗氧化防卫反应途径下游的抗氧化酶，如超氧化物歧化酶
(SOD)，过氧化氢酶(catalase,CAT)，抗坏血酸过氧化物酶(ascorbate peroxidase)以及非酶的抗
氧化物，如胱氨酸、硫醇类(thiols)、谷胱甘肽和抗坏血酸等研究较多。在植物体内，SOD
使超氧化物还原为过氧化物，后者被CAT还原为水和氧气。Boominathan和Doran (2003)比较
了超富集植物T. caerulescens和非超富集植物烟草根部的SOD、CAT以及谷胱甘肽等的含量，
前者 SOD活性比后者高 2倍，比 CAT活性高 300倍以上，比谷胱甘肽高 4倍。当这两种植
物同时接触高浓度Cd时，前者体内的H2O2浓度没有明显变化，而后者体内的H2O2较对照植
株(不接触Cd)的高5倍。抗氧化酶在植物耐受重金属方面起重要作用的更直接证据是重金属可
使某些植物的抗氧化酶活性增强，如木本植物 Salix acmophylla能超富集Cu、Ni和 Pb, 当土
壤中Cu、Ni或Pb的浓度达到10 000 mg.L-1时，该植物体内的过氧化物酶活性增强2倍以上，
SOD活性提高 3倍左右(Ali et al.,2003)。
根据上述现象推测，如果将SOD或CAT等抗氧化酶基因以组成型方式在高生物量植物(如
烟草)中表达，有可能开发出新的超富集植物。
3　异源基因在植物体中的表达及金属耐受性
在重金属植物修复策略中，理想的应该是高生物量、高积累量，且同时能积累数种元
6012004 徐 昕等：用转基因植物修复重金属污染的土壤
素，生长快速，具有发达的根系的植物(Kramer and Chardonnens,2001)。但同时具有这些性
状的植物在自然界中很难找到，大多数高积累植物生长缓慢，生物量低。一般认为十字花科
的某些植物具有重金属高积累和生长快速的特性。另外，某些在分子水平上研究的已很深入
的微生物耐受重金属基因在植物中或未发现其对应者，或了解的很少(Ehrlich,1997)。因此，利
用转基因技术就有可能将已知的多种有益性状整合于一体，开发出高效的植物修复系统
(Meagher,2000; Kramer and Chardonnens, 2001)。理论上，凡是参与重金属吸收、转运、转
化、隔离、络合、挥发以及抗氧化防卫反应等过程的基因均可作为目的基因在高生物量且生
长快速的植物中表达，并介导对重金属污染土壤的修复。
3.1　细菌汞代谢基因 merA和merB在植物中的表达及作用
在重金属脱毒方面，汞是研究得最好的。汞主要是以液态Hg(0)和二价Hg(Ⅱ)进入环境。
其中 Hg(0)毒性较小，且易挥发，所以不会对环境构成威胁。Hg(Ⅱ)相对剧毒，但也很少能
引起人类中毒事件的发生。然而，在溶液中，Hg(Ⅱ)极易被厌氧菌转变为甲基汞(MeHg)，而
MeHg对人类和动物是剧毒的( Meagher et al.,2000)。
细菌汞代谢操纵子中有两个基因merA和merB已研究得很清楚(Meagher,2000)，它们编码
的产物催化下列反应：
基因merA编码产物MerA依赖于NADPH,将Hg(Ⅱ)还原为Hg(0)元素，后者的毒性比Hg
(Ⅱ)低 20%，且易于挥发。将merA以组成型表达方式转入多种植物中，能介导转基因植物抵
抗、杀死对照植物剂量至少 10倍浓度的Hg(Ⅱ)( Rugh et al., 1996; 1998; Meagher et al., 2000)，
且体内积累的Hg浓度比对照低得多，表明转基因植物能将Hg(0)挥发出体外( Heaton et al.,1998)。
基因merB编码产物MerB是一种有机汞分解酶,将MeHg分解为CH4和Hg(Ⅱ)。在细菌中，
merB只能与merA一同表达，所以细菌mer操纵子的终产物总是Hg(0)( Bizily et al.,1999)。然
而,在植物中单独表达的merB也能介导对MeHg的抗性，这说明对多数真核细胞而言，MeHg
的毒性比Hg(Ⅱ)高得多( Bizily et al.,1999)。将merA和merB转入同一植物，可介导其耐受杀
死对照植株(野生型)MeHg剂量的 50倍浓度，以及杀死转merB基因植株剂量的 5倍浓度。利
用转基因植物修复MeHg有望不久进入商业化阶段。
3.2　细菌砷酸盐还原酶基因 ArsC和谷胱甘肽合成酶基因 g-ECS在拟南芥中的表达及作用
砷是一种对人体剧毒的金属类似物，能引发多种癌症。由于自然的或人为的因素(如采
矿，使用含砷的杀虫剂及其他工业活动)造成砷普遍存在于自然界中。某些国家和地区土壤和
地下水砷污染程度很严重，而我国就名列其中(Smedley and Kinniburgh,2002)。某些植物可耐
受和高积累砷，其原理是植物体首先将吸收的砷酸盐还原为亚砷酸盐,后者与含硫的有机物(如
谷胱二肽、谷胱甘肽或植物络合素PC)结合，形成低毒或无毒的复合物隔离于液胞中( Meharg
and Hartley-Whitaker, 2002; Wang et al., 2002)。在某些土壤微生物中也含有砷还原酶，其脱毒
原理类似于植物(图3)。Dhankher等(2002)将细菌的两个基因ArsC和g-ECS,分别编码砷酸盐还
原酶(ArsC)和谷胱二肽合成酶(g-ECS)，转入同一拟南芥植株中，得到了砷高耐受和高积累转
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基因植株。其中ArsC是由大豆 1,5-磷酸核酮糖羧化酶小亚基启动子驱动的。该启动子严格地
受光照调节，因此只在地上部分表达，从而使砷积累于植物的地上部分，这也是植物修复的
前提条件之一。在含高浓度砷酸盐(200 mmol.L-1)的培养基上生长 3周，转基因植株的生物量
较野生型植株的高 6倍，在含 125 mmol.L-1的砷酸盐培养基上生长 3周，转双基因植株茎中
砷的浓度较野生型的高3倍(Dhankher et al.,2002)。这些结果预示着转基因植物将是砷污染土壤
修复的有效途径。
3.3　其他异源基因的表达及作用
将人的MT金属结合片段(α-区)和鼠的MT基因分别转入烟草可介导对Cd2+的抗性和积累
(Pan et al., 1993; 1994a; 1994b)，这表明动物甚至人的金属络合蛋白也可能用于植物修复系统。
细菌谷胱甘肽合成酶基因在B. juncea中过量表达，使转基因植物中积累了高浓度的GSH和PC，
与对照相比，对Cd2+的耐受力和积累水平有提高(Zhu et al., 1999)。细菌ACC(1-氨基环丙烷 -
1-羧酸)脱氨酶基因在35S启动子、农杆菌rolD启 动子(根特异表达)或烟草致病相关基因PRB-
1b启动子等的驱动下在番茄(Lycopersicon esculentum Mill.)中表达可介导对 Cd、Co、Cu、
Mg、Ni、Pb或 Zn的耐受与积累(Grichko et al., 2000)。
其他一些与重金属及类似物耐受相关基因在植物中异源表达也都产生了抗性表型(Kramer and
Chardonnens, 2001)。不过上述的实验大都是以人工配制的培养基进行的，由于土壤具有复杂
的理化特性，再加之其他诸多环境因子的影响，可以预见实验室的实验结果在田间实验中会
有所变化。
4 转基因植物修复系统存在的主要问题及对策
植物修复涉及到许多过程，其中十分关键的是重金属的可吸收性，即植物可得性
(phytoavailability)(Lasat, 2002)。影响植物可得性因素很多,如土壤的理化特性，重金属本身特
性，根际微生物，金属之间的拮抗，土壤中的有机物等。如何提高重金属的植物可得性是
植物修复商业化应用的关键。
4.1 土壤微生物的作用
一般情况下，土壤中呈溶解状态的重金属只占一小部分，大多数呈不溶性，而植物根只
能吸收溶液中的重金属元素。大量研究表明，土壤微生物可通过不同的机制提高重金属的植
物可得性。如通过氧化还原反应使某些离子由不溶状态转变为可溶状态(Kelley and Tuovinen,
1988)，分泌有机酸降低土壤的 pH或直接作为重金属的结合配体提高金属的植物可得性(Gadd,
图3 砷酸盐还原酶(ArsC)和谷胱二肽合成酶(g-ECS)催化的反应
ArsC. 砷酸盐还原酶; g-ECS. 谷胱二肽合成酶; R-S. 有机硫
Fig.3 ArsC and g-ECS-catalyzed reactions (Dhankher et al., 2002)
ArsC. Arsenate reductase; g-ECS. g-glutamylcysteine synthetase; R-S. Organic thiols
6032004 徐 昕等：用转基因植物修复重金属污染的土壤
1999;Nautiyal et al., 2000)。如重金属 Pb 在土壤中是高度不溶的，但产有机酸的真菌(如黄曲
霉，Aspergillus niger)可使其成为可溶状态( Sayer et al., 1999)。植物根与真菌菌丝共生(即菌
根)可极大地提高根吸附面积，促进金属的可得性(Smith and Reed,1997)。最近表明，菌根真
菌可促进蕨类高积累As(Ma et al.,2001)。除了促进金属的吸收外, 菌根也能影响金属在体内的
转运(Shetty et al., 1994)。许多细菌能合成和分泌植物激素吲哚 -3-乙酸， 其中间代谢物能将土
壤中的 Fe3+还原为 Fe2+，提高了植物可得性(Kamnev and Kuzmann,1997) 。
不同植物的根际微生物种类不完全相同，因为微生物的生长需要植物根系分泌某些特殊物
质，因此通过基因工程方法可改变根际微生物的组成，如将某些感兴趣细菌所需的特殊物质
编码基因转入高积累植物，有可能向着有利于重金属植物可得性方向发展。
4.2　植物介导的根际调节
植物修复策略中，理想的状态是可得性重金属仅局限于根际土壤中，这一方面有利于根
的吸收，另一方面可防止呈溶解状态的重金属释放或渗漏到其他环境(如地下水)中。除了上述
的根际微生物可起到这方面的作用外，植物体本身通过某种机制也可调节根际土壤。如在营
养匮乏时，植物表现出有利于痕量金属移动到其根际附近，其机理是通过释放质子或络合剂，
或改变根际的氧化还原状态(Lopez-Bucio et al.,2000)。基于此，人们可利用转基因手段增强植
物这方面的特性。将铜绿色假单胞杆菌( Pseudomonas aeruginosa)柠檬酸合成酶基因转入烟草
和番木瓜(Carica papaya)中，与对照相比， 转基因植株根中含有 10倍的柠檬酸，分泌到土壤
的浓度达 4倍，耐受铝的浓度达 2倍(Kramer and Chardonnens, 2001)。向铀污染的土壤中加入
柠檬酸也能促进植物对铀的吸收(Ebbs et al., 1998)，这预示着 转柠檬酸合成酶基因的植株可能
用于放射性污染的修复。将酵母菌铁还原酶基因FRE1和FRE2转入烟草中，其叶片中Fe2+浓
度增加了 50%(Samuelsen et al., 1998)，这表明基质中高度不溶的 Fe还原为可溶的 Fe2+。
利用植物或转基因植物修复重金属污染土壤的研究发展迅速，但到目前为止，还只是处
于实验阶段，不过有理由相信商业化应用的时间不会太久。
参 考 文 献
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