土壤鎘污染對農(nóng)作物的危害研究進展

肖光輝，盧紅玲，彭新德

（1. 湖南省農(nóng)業(yè)科學院農(nóng)業(yè)信息與工程研究所，湖南 長沙 410125；2. 湖南省農(nóng)業(yè)科學院農(nóng)業(yè)生物資源利用研究所，湖南 長沙 410125；3. 中南大學研究生院隆平分院，湖南 長沙 410125）

重金屬鎘（Cd）是環(huán)境中運移活躍、對生物和人類毒性較大的化學元素，主要通過土壤－作物－食品鏈，被人體吸收[1]。我國土壤表層Cd 含量背景值為0.097 μg/g[2]，但近年來隨著采礦、冶煉和電鍍工業(yè)的發(fā)展，土壤Cd 污染日趨嚴重，耕地土壤的Cd污染已成為危及我國食品安全的主要因素之一，受到廣泛關注[3-4]。人體所需營養(yǎng)主要來源于土壤生產(chǎn)的農(nóng)作物。其中，水稻因其本身特性，對土壤中的Cd 吸收能力比其他糧食作物大，是受Cd 污染影響最大的糧食作物，而蔬菜的推薦攝入量（成年人）為400 ～500 g/d，通過蔬菜吸收是人體攝入Cd 的第二條重要途徑。水稻和蔬菜在中國人的飲食結構中占有重要地位，研究認為人體中70%以上的Cd 來源于糧食和蔬菜[5]。因此，研究土壤中重金屬Cd 污染對糧食（主要是水稻）和蔬菜的危害，有助于我國大面積中輕度Cd 污染土壤的安全高效利用，同時為我國食品重金屬污染問題的解決提供參考。

1 影響作物吸收積累Cd 的因素

1.1 作物本身特性

不同作物對Cd 的吸收積累能力不一樣。禾谷類作物如水稻、小麥和玉米為Cd 污染敏感型作物，雖然對Cd 的生理耐受性較強，但其產(chǎn)品（籽實）易因土壤Cd 污染積累對人體有害的Cd 而喪失食用價值。其中水稻被認為是對Cd 有較強生理耐受能力的農(nóng)作物之一，其對Cd 有較強的富集能力，當土壤Cd 含量為2.21 mg/kg 時，糙米中Cd 含量可達2.64 mg/kg，超過食品衛(wèi)生標準最高限量的12 倍，因此稻田Cd 污染的最大危害是Cd 在水稻籽粒中的積累[6]。彭華等[7]的試驗初步認為，在弱酸性土壤（pH 值5.4 左右）中，保證稻米Cd 含量達標的土壤Cd 含量閾值為0.27 mg/kg。在亞洲地區(qū)，稻米是人體Cd 的主要來源[8]。不同的水稻品種對Cd 的吸收和分配存在明顯差異，一般認為：晚稻對Cd 的富集性顯著大于早稻；秈稻品種糙米Cd 含量高于粳稻[9]；糙米中Cd 含量生育期較長的高產(chǎn)品種高于生育期較短的中、低產(chǎn)品種；雜交稻的Cd 含量高于常規(guī)稻[10]；普通稻Cd 含量高于優(yōu)質(zhì)稻；常規(guī)稻糙米Cd 含量品種間的差異性又大于雜交水稻[11]。

不同蔬菜種類對Cd 的富集能力有明顯差異[12]，莧菜對Cd 的富集能力最強，Cd 向蔬菜中的遷移累積率大小為：莧菜>葉用萵苣>菜苔>蕹菜>芥菜。葉菜類較其他蔬菜更易吸收和富集重金屬Cd[13-14]。蔬菜對重金屬的吸收整體表現(xiàn)為：葉菜類>花果類>塊根類，葉菜類的吸收變異性較大，而果菜類較小[14]。徐勇賢[15]調(diào)查南京和無錫蔬菜重金屬污染狀況時發(fā)現(xiàn)，不同蔬菜種類中，主要是葉菜類存在污染現(xiàn)象，而根莖類和瓜果豆類蔬菜重金屬含量未超標。成都地區(qū)9種蔬菜對Cd 的吸收大小為：菠菜>芹菜>大白菜>韭菜>黃瓜>油菜>花菜>蕃茄>甘藍[16]。沈彤等[17]對長沙蔬菜基地不同類型蔬菜的研究發(fā)現(xiàn)，其對Cd的吸收順序為葉菜類>茄果類>豆類>根菜類>甘藍類>瓜類。

同種蔬菜不同品種或基因型對重金屬的積累也有很大差異，例如：不同品種的胡蘿卜和豌豆富集Cd和Cu 的差異明顯[18]；王松良等[19]對13種小白菜基因型的研究結果表明，不同品種間有Cd 的高、低積累基因型差異。大白菜在吸收、累積Cd 的能力中，因基因型不同而有顯著差異[20]。不同大白菜、甘藍品種間Cd 的積累和Cd 含量差異顯著，高積累品種顯著高于低積累品種[12]。

丁楓華等[21]通過水培苗期毒性試驗，研究了9個科23種常見作物幼苗對Cd 毒害敏感性的差異。結果表明，大部分供試作物在Cd 濃度0.1 ～0.25 mg/L開始出現(xiàn)表觀毒害癥狀。大白菜、油白菜、油麥菜、芥菜、小白菜屬于Cd 敏感作物，黃瓜為Cd 抗性較強作物。

1.2 土壤中Cd 的含量與形態(tài)分布

除了作物本身的特性外，影響作物對Cd 吸收的主要因素有Cd 的形態(tài)與含量及土壤性質(zhì)等。湯麗玲采用多元線性回歸分析認為，影響水稻與小麥吸收Cd 的主要因素是土壤總Cd 含量和土壤pH 值[22]。但穆曉慧等[23]通過黃土高原農(nóng)田土壤小麥盆栽試驗發(fā)現(xiàn)，土壤中鐵錳氧化物結合態(tài)Cd 具有較高的生物有效性，土壤鐵錳氧化物結合態(tài)Cd 及全Cd 含量與小麥根系Cd 累積量和小麥Cd 積累總量呈顯著正相關。熊濤[24]試驗發(fā)現(xiàn)，珠江三角洲蔬菜對Cd 的吸收主要受土壤中交換態(tài)和鐵錳氧化物結合態(tài)Cd 含量的影響。

一般認為，土壤可溶態(tài)Cd 濃度越高，作物吸收Cd 的量就越大。作物對無機態(tài)Cd 的吸收比對有機態(tài)Cd 的吸收更有效，水溶性無機態(tài)Cd 又比非水溶性Cd 的有效性高[11,25-26]。

1.3 土壤性質(zhì)

作物對Cd 的吸收還受土壤質(zhì)地、pH 值、Eh 值、陽離子交換量（CEC）、土壤微生物含量、根際環(huán)境、養(yǎng)分含量及其比例、有機質(zhì)組分及含量等多種環(huán)境因子的影響[11]。通常土壤pH值增加則作物吸Cd量減少，如酸性土壤施石灰后可使小麥籽實中Cd 含量減少50%。土壤的Eh 值可影響土壤Cd 的有效態(tài)而影響作物對Cd 的吸收。例如，隨著Eh 值的增大，土壤中水溶性Cd 含量、水稻吸收Cd 的總量及地上部Cd 含量隨之增加。由于Eh 值受土壤淹水狀況影響，故可通過控制土壤水分含量來調(diào)節(jié)Eh 值，達到降低作物Cd含量的目的[27]。另外，淹水還原狀態(tài)下有機質(zhì)不易分解，產(chǎn)生H2S，SO42-還原為S2-，與Cd 形成CdS 沉淀，因此采取水稻全生育期淹水管理可以降低稻米中Cd 含量[27]。土壤中的很多種有機酸類物質(zhì)都可影響土壤中各種礦物質(zhì)元素的有效性，作物根系分泌物對土壤Cd 的活化也有重要影響。Cd 污染土壤中，輕組有機質(zhì)含量越高，富集能力越強，土壤中相對穩(wěn)定性Cd 含量越高，可被作物快速吸收的土壤溶液中Cd 含量則越低[28]。

1.4 水肥管理措施

不同形態(tài)的氮肥可造成土壤-作物根際環(huán)境狀況的變化，從而影響Cd 在根際土壤的化學行為，導致Cd 有效性的差異，也會影響作物對Cd 的吸收[11,25]。例如，Ca 肥可降低作物受Cd 脅迫的毒害[29]，施用石灰或碳酸鈣是南方稻田治理Cd污染的主要措施之一[4]。

在外源添加Cd 的情況下，作物體內(nèi)的Cd 含量主要與交換態(tài)Cd 含量有關（P<0.05）。秸稈還田促進了土壤Cd 由活性大的交換態(tài)向活性較弱的EDTA 結合態(tài)及殘渣態(tài)轉化，可以降低Cd 的生物有效性[30]。秸稈還田還能增加土壤有機結合態(tài)Cd 含量，促進耕作層（0～20 cm）稻田土壤Cd 由有效態(tài)向潛在態(tài)轉化，從而降低土壤Cd 對作物的危害[31]。然而，若還田秸稈來自于Cd 污染土壤，則影響效果反之。張晶等[32]的試驗發(fā)現(xiàn)，Cd 污染土壤菜豆和玉米連作根茬連續(xù)還田，增加了后茬大白菜地上部Cd 含量，其原因是根茬還田增加了土壤輕組有機質(zhì)中Cd 占土壤總Cd 的比例。

2 作物體內(nèi)Cd 的分布

Cd 在禾本科植株體內(nèi)的分布一般是，根>莖>葉>籽實，其中Cd 在水稻體內(nèi)的分布比例是，根系︰莖葉︰糙米約為 80︰15︰1[33]。水稻不同部位對Cd的吸收和積累為根系>莖葉>稻殼>糙米[10]。雙子葉植物吸收的Cd 一般在生命活動旺盛的部位，因此綠葉和吸收根的Cd 含量較高，而營養(yǎng)物質(zhì)的貯藏器官（塊根、果實、葉球等）的Cd 含量最低。但Cd超積累植物的地上部Cd 含量大于根部，如礦山生態(tài)型東南景天植株各部分Cd 含量的次序為：葉>莖>根[27]。

3 Cd 對作物的毒害作用及其機制

農(nóng)田Cd 污染會影響作物生長、產(chǎn)量和品質(zhì)[34-35]。Cd 脅迫對作物的直接傷害包括對根系的生理代謝作用，葉片的光合作用、呼吸作用和蒸騰作用，以及對作物碳/氮/核酸的代謝、和作物激素等的影響；間接傷害包括對土壤的養(yǎng)分脅迫和生態(tài)系統(tǒng)的影響等。作物受到Cd 脅迫表現(xiàn)為根尖變黑、生長受阻、組織失綠、干物質(zhì)產(chǎn)量降低等，嚴重時會導致作物死亡。

3.1 影響作物生長

Cd 脅迫首先毒害作物的根系，造成根系生理代謝失調(diào)，影響對必需元素的吸收、運輸和積累；受害根系的吸收能力減弱，又會導致作物植株營養(yǎng)虧缺。Cd 脅迫還能影響作物根系對水分的吸收和傳輸，影響細胞的持水能力[11]。小麥根系生長對Cd 脅迫敏感，Cd 對小麥分蘗的抑制效應是多蘗型品種大于少蘗型品種，對小麥葉綠素含量的降低效應也是敏感型品種更大一些。玉米幼苗受Cd 毒害后表現(xiàn)生長遲緩，葉尖黃褐，根尖膨大變黑，繼而腐爛。水稻受Cd 毒害后穗數(shù)或每穗穎花數(shù)減少，從而導致產(chǎn)量降低，而Cd 對結實率和千粒重無顯著影響[27]。水稻對Cd 污染脅迫的響應因生育階段不同而異，在幼穗分化之前主要降低光合生產(chǎn)力，抑制營養(yǎng)體生長；在幼穗分化-抽穗期主要抑制生殖器官分化和發(fā)育；在抽穗期以后主要阻礙體內(nèi)營養(yǎng)物質(zhì)的遷移和轉化。幼穗分化-抽穗期是水稻對Cd 脅迫生理反應最敏感的時期，雜交稻比常規(guī)稻對Cd 脅迫更敏感[11]。

3.2 影響光合作用和呼吸作用

Cd 脅迫可明顯抑制作物的光合作用，主要由破壞光合器官結構、影響和細胞內(nèi)有關葉綠素合成酶系統(tǒng)所造成。試驗發(fā)現(xiàn)，Cd 過量能明顯降低玉米幼苗葉片葉綠素含量和葉綠素熒光參數(shù)[36]，所以最顯而易見的Cd 毒害癥狀是葉片黃化[11]。例如，當土壤中的Cd 濃度達到一定含量時，水稻會出現(xiàn)受害癥狀，表現(xiàn)為葉片失綠，出現(xiàn)褐色斑點與條紋，嚴重影響光合作用[37]。趙素貞等[29]研究發(fā)現(xiàn)，Cd 脅迫可破壞秋茄的光合系統(tǒng)，顯著降低秋茄葉片的光合指標，葉綠素含量減少。Cd 脅迫也會影響與呼吸相關酶的活性，造成作物體內(nèi)碳水化合物的代謝紊亂，從而影響呼吸作用，這主要是由于Cd 破壞線粒體結構進而抑制呼吸作用[27]。馬麗娟等[38]的試驗表明，Cd 脅迫可改變琥珀酸脫氫酶（SDH）、細胞色素氧化酶（COD）、蘋果酸脫氫酶（MDH）、異檸檬酸脫氫酶（IDH）同工酶等呼吸作用關鍵酶的活性或同工酶表達，隨Cd 脅迫濃度升高，小麥幼苗的根和芽的呼吸速率呈先上升后下降的趨勢。

3.3 影響細胞分裂和細胞膜透性

Cd 通過影響酶活性、鈣平衡，改變核酸、蛋白質(zhì)構象等影響細胞的正常分裂活動，從而對作物產(chǎn)生毒害作用。在Cd 嚴重脅迫時，細胞核和核仁會遭受破壞，導致染色體復制和DNA 合成受阻，核酸代謝失調(diào)等[39]。Cd 會影響作物細胞膜的透性，總體上膜透性與Cd 濃度呈正相關。丙二醛（MDA）是反映脂質(zhì)過氧化程度的指標，當作物受Cd 脅迫后體內(nèi)MDA含量顯著增加[27,37]。

3.4 影響氧化還原系統(tǒng)

土壤中Cd2+氧化還原電位低，不參與生物氧化還原反應，但研究證實Cd 毒害首先脅迫作物體內(nèi)的抗氧化還原系統(tǒng)，導致抗氧化酶活性受到抑制，H2O2過量積累，膜脂過氧化水平增高，最終導致細胞傷害甚至死亡。同時，H2O2的過量積累還會使作物體內(nèi)的抗氧化酶系統(tǒng)紊亂，使作物對Cd 的抗性機制不再起作用，加重作物的Cd 毒害癥狀[40-41]。

3.5 影響生物酶活性和基因表達

Cd 還能抑制淀粉酶、蛋白酶活性，影響種子內(nèi)貯藏淀粉和蛋白質(zhì)的分解，從而影響或抑制種子萌發(fā)。吳慧蘭等[42]研究發(fā)現(xiàn)，Cd 脅迫下，三個擬南芥bHLH 轉錄因子FIT、AtbHLH38 和AtbHLH39 基因表達上調(diào)，轉基因植株表現(xiàn)出比野生型更耐受Cd 的脅迫。

4 展 望

綜上所述，Cd 脅迫下，作物對Cd 的吸收積累程度受作物本身的特性、土壤理化性狀等的影響。Cd脅迫對作物的毒害是多方面的。據(jù)2014年4月17日發(fā)布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》：全國土壤污染類型以無機型為主，其中重金屬Cd 的點位超標率達7.0%，位居無機污染物之首。研究人員認為，對于我國點位超標率達7%的Cd 污染土壤，重度Cd 污染農(nóng)田土壤不宜種植農(nóng)作物，應先綜合治理改良降低Cd 污染；對中輕度Cd 污染土壤，選種生理耐Cd 能力強、Cd 積累系數(shù)低、產(chǎn)品質(zhì)量受Cd 污染影響小的作物，或者通過水肥管理如無Cd 污染的秸稈還田、淹水、水肥耦合等措施降低Cd 通過土壤向作物的轉移，從而減少人體通過攝食作物吸收積累Cd。為了避免環(huán)境中的Cd 通過作物最終富集到人體，危害人體健康，同時安全高效利用Cd 污染的土壤資源，需要構建安全高效的經(jīng)濟生態(tài)模式，加深對不同模式下Cd 在土壤－作物－人體系統(tǒng)中的遷移行為、毒害效應及生理生化過程的研究，建立完善的Cd 污染評價和控制系統(tǒng)。

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