影响植物积累重金属Cd的研究综述.doc

影响植物积累重金属Cd的研究综述Cadmium(Cd)是与环境有重要关系的重金属之一。它在地球外壳部分自然形成。事实上，它以各种浓度存在于组成了淡水、海水、陆地生态系统。它以岩石风化和火山喷发和形式进入环境，但是近代以来，由于采矿业和农业的活动，导致Cd进入环境的量迅速增加。地壳内的Cd通常伴随的金属有zinc(Zn)、lead(Pb)、copper(Cu)等(Elinder 1992)。矿石开采和冶炼、石化燃料的燃烧等以气态Cd的形式进入大气，溶入水后，污染了陆地水资源(Alloway 1995)。同时，含Cd物质以大气沉降和雨水等形式污染土壤。加上含Cd磷酸盐化肥的使用，农业含Cd污水的大量灌溉，大大地增加了土壤中的Cd含量(McGrath 1987)。土壤中的Cd积累通过污染食物链而影响人类健康。人类通过食物摄入和吸烟的两条途径导致Cd在肝和肾脏器内和积累，从而危害这些器官。许多国家，如澳大利亚，已通过立法的形式限定了人类食品内的Cd最高含量。虽然所有的植物体内含有包括Cd在内的痕量元素(Page et al. 1981)，但是主要是由于土壤内Cd的积累，导致了植物体内Cd的积累 (Williams and David 1977) 。由于Cd大部分在根、植物贮藏部分、叶中积累，所以农作物类，如根叶类蔬菜等与人类的关系更加密切(Page et al. 1981)。如在澳大利亚，成人约有50以上的 饮食摄入量与马铃薯有关，所以马铃薯叶内Cd含量水平受到有关学者的极大关注(Stenhouse 1991)。目前Cd在蔬菜中的鲜重最高允许含量(MPC, the maximum permitted concentration)为0.1mg/kg(ANZFA 1997)。但是澳大利亚相当一部分马铃薯Cd含量接近或超过这个水平(McLaughlin et al. 1997)。这个问题学术界已集中在限定Cd在马铃薯块根上积累。植物根系对Cd的吸收受到土壤和植物两个因素主体的相互作用。土壤因素如土壤全Cd量，pH值，土壤营养水平状况，离子向根表的运输等影响到离子对根的有效性和对离子的吸收(Chaney and Hornick 1978)。离子的吸收同时也受植物作用的影响，特别是根的结构、功能、根际的生物改性、植物和微生物和相互作用(菌根)。1土壤因素Cd同时存在土壤固相和液相两个状态。固态时的Cd被硅酸盐矿物负电荷，氧化物和有机物吸附，或形成硫酸盐，碳酸盐和磷酸盐沉淀，这一般发生在污染严重的土壤。固相时的Cd不能为植物吸收。土壤溶液中的Cd含量受到多种因素的影响，而土壤pH值一般被认为是其中最主要的因素，它影响到土壤微粒对Cd的吸附机理(Alloway 1995)。许多研究都表明，土壤pH值与植物Cd含量呈负相关关系(Andersson and Nilsson 1974, Miller et al. 1976, Reddy and Patrick 1977, Chaney and Hornick 1978, Page et al. 1981, Eriksson 1989, Jackson and Alloway 1991, Oliver et al. 1994, McLaughlin et al. 1994)。但是生长在培养液里的植物表现出相反的相关关系。随着pH值的增加，H+和Ca2+对植物吸收的竞争导致植物体Cd浓度的增加(Tyler and McBride 1982, Florijn and Beusichem 1993)。Alloway et al. (1989)在测定生长在污染和非污染土壤中的4种不同作物和Cd含量时发现土壤全Cd量的作用是十分重要的。莴苣和甘蓝(Chumbley and Unwin 1982)，小麦(Hornberg and Brummer 1986)，其他作物品种之间(Lund et al. 1981)，土壤全Cd含量与植物Cd含量有显著的正相关关系。土壤营养状态水平同样也影响着Cd的生物有效性。土壤中其他金属离子的浓度，如Zn, Pb, Cu 和Ni也影响植物对Cd的吸收。Oliveret al. (1994)发现生长在缺Zn土壤里的小麦的Cd含量随着Zn的增加而减少，并认为低Zn土壤对Cd的吸收的增多可能是受植物细胞膜完整性的影响，也可能是Zn对Cd在根表面的离子竞争。除了在根表面的竞争作用外，土壤对其他离子的强的吸附性(如，Pb)也增加了Cd在土壤溶液里的浓度，从而也提高了对其的吸收(Adriano 1986)。Florijn et al. (1992)报导培养液中不同莴苣品种在不同形态的N营养元素时对Cd吸收和影响。当N以NH4形态存在时，植物对Cd吸收量增加，当N以HO3-形态存在时，植物对Cd吸收量减少。Willaert and Verloo (1992)的试验研究结果进一步证实了这个观点。1.1土壤pH值对植物积累Cd的影响植物Plant name土壤类型Soil type土壤pH值Soil pH values污染源Source of pollution试验类型Field（F） or greenhource（G）土壤全Cd量Total soil Cd mg/kg植物Cd含量Plant Cd mg/kg备注Reference东南景天Sedum alfrediiPb/Zn矿区(ZJ)Pb/Zn mine(HN)Non-mined(GD)F31(ZJ)58(HN)39(GD)1051(ZJ)(S)400(ZJ)(R)57(HN)(S)58(HN)(R)1.3(GD)(S)4.8(GD)(R)印度芥Indian mustardBrassica juncea水稻土Paddy soil粘土clay loam7.4增施硝酸镉Cadmium nitrate salt addedG190160（S）240（R）Jiang et al., 2003烟草Tobacco Nicotianatabacum黏砂土Loam7.2增施硫酸镉Cadmium sulfate salt addedF17.3332（leaves）Evangelou et al.,2004小麦Wheat Triticm aestivum壤质砂土Loamy sand砂壤土Sandy loam6.1长期污水处理点Long-term sewage sludgedispsal sitesF0.14-1.070.14-2.700.20.2Adams et al., 2004风滚草tumbleweed(Salsola kali)琼脂培养Cd(II)G20mg/l2696(root)2075(stem)2016(leaves)De La Rosa,et al.,2004龙葵SolanumnigrumL草甸棕壤meadow burozem 6.5CdCl22.5H2OG250.2103.8(stems)124.6(leaves)玉米maize (Zea mays L.)(Nongda No 108)Hoagland培养液5.5CdCl22.5H2OG10-6 M280.9(root)82.9(shoot)Wang et al. 200710-5 M550.6(root)205.1(shoot)10-4M1948.7(root)364.5(shoot)玉米maize (Zea mays L.)Liyu No.6培养液Hoagland5.5CdCl22.5H2OG10-6 M768.4(root)126.0(shoot)Wang et al. 200710-5 M1017.8(root)213.5(shoot)10-4M1960.4(root)443.5(shoot)2 植物因素由于种的不同和环境条件的差异，植物根可以改变必需元素和非必需元素的生物有效性。通过根泌物，植物可以改变根际环境，增加营养元素的可利用性。根际物质通过酸化根际环境，螯合金属离子，增加营养元素的生物有效性(Welch 1995)。通过释放酚类化合物等还原剂类物质改变氧化还原电位(Uren and Reisenauer 1988, Mench and Martin 1991)。而且，根际分泌物直接影响根际环境微生物活性，根际环境的物理性质和根的生长状况(Mench and Martin 1991)。根际分泌物在从土壤中吸收重金属过程中起着重要作用。一些研究已经说明了分泌物在活化金属和束缚金属中的作用。特别是玉米的分泌物能活化被土壤固定和吸附的Cd(Mench and Martin 1991)。烟草的两个种及玉米能提高Cd的溶解性。2.1 超积累植物Cd是一种有毒金属，目前其在植物体内的生理作用并不为人所知。对重金属超积累植物的定义也有许多(Baker and Brooks, 1989; Baker et al., 2000; Baker and Whiting, 2002)。从自然生存环境中测定样品植物地上组织吸收Cd的浓度是公认的标准(Pollard et al., 2002)。目前为多数学者所接受Cd超积累植物地上组织浓度应大于0.01(w/w)( Baker et al., 2000)。De La Rosa,et al.,(2004)通过20mg/l的Cd()琼脂培养风滚草(Salsola kali)其在根茎叶部积累了2400mg/kg的Cd，不同组织的Cd含量比，叶/茎为96%，叶/根为83%，茎/根为86%，表明在风滚草体不同组织器官对Cd的转移限制性较小，且地上组织的积累Cd量比报导的超积累植物遏兰菜要高。风滚草有可能是一种Cd的超积累植物。Wei et al.(2006)测定了龙葵在花期和成熟期对Cd吸收。发现从花期到成熟期间，龙葵的茎、叶和花序分别积累了83.1%、85.5%和89.5%的Cd，地上部分在花期Cd迁移率为87.5。与一年收割一次相比，在花期收割时Cd的萃取率能提高75.0%。花期茎叶Cd浓度即超过了超积累植物的标准。一年多次收获将是提高植物修复效果的重要方法。Wang et al. (2007)对Liyu No 6号玉米在10-4、10-5、10-6三个浓度的Cd吸收量进行了测定，认为该种具有较为发达的根系，高的生物量，在Cd污染土壤里对Cd有较高和积累量，已符合Cd超积累植物的标准。超富积植物是可以在其组织内积累大量重金属的物种，超富积植物积累重金属的浓度是与一般容忍农作物的10100倍(Kukier et al.,2004)。如Cd超富积植物在其组织内Cd含量达100mg/kg，而一般作物Cd浓度平均为0.1 mg/kg (Brooks, 1998b)。超富积植物中重金属在地上部分的浓度要高于根部浓度，这与生活在金属污染土壤的非积累植物相反。对非积累植物，从地上部分，根部排除或在根部细胞壁，液泡中络合等积累是减小植物毒性的防御措施。而超富积植物在地上部分的重金属积累被认显是提供一种独特的自我保护措施，如防止微生物的感染和昆虫的取食，这也给予生活在富含重金属土壤植物的一大优势（Kukier et al., 2004）。遏蓝菜（Thalspi caerulescens）是一种锌积累植物(Brooks, 1998b)，同时也积累Cd(Wang et al., 2006)，但它仅是已知的Cd超富积植物(McGrath, 1998),而且并非所有的遏蓝菜属（Thalspi）生态型植物都是Cd的超富积植物。Dechamps et al. (2005)研究了两种生长在Cd污染土壤的遏蓝菜生态型植物（T.caerulescens）。一种生态型植物(T. caerulescens subsp. Calaminare)来自比利时的一个金属污染区（MET），另一种生态型植物(T. caerulescens subsp. Caerulescens)来自卢森堡公国非金属污染区（NMET）。与NMET相比，MET种具有较高的生物量和较高的根/茎。MET和NMET地上生物量为1.1g和0.7g，根生物量为0.8g和0.2g。这些值与MET和NMET的根茎比相对应（MET：0.63，NMET：0.25）。Vogel-Miku et al. (2005)在斯洛维尼亚(solvenia)从污染地区发现Cd的超富积植物Thlaspi praecox，该植物地上部分最大Cd浓度为5960mg/kg。而且在污染最严重的地区没有发现有丛枝菌根真菌。但在污染较低或无污染地区2030%植物具有外生菌根真菌。他们认为这是第一次报导有关超富积植物Thlaspi praecox以及真菌在这种植物的上的定居。一般认为十字花科（Brassicaceae）植物真菌类是不能生存的，所以该报导引起了学术界的关注。Vogel-Miku et al. (2006)在实验室内用超富积植物T. praecox 对丛枝菌根真菌进行了接种。结果表明接种植物提高了对土壤营养元素的吸收，但对Cd的吸收量下降了。这证明了两者之间的共生关系的存在，但是也说明了丛枝菌根真菌影响了该植物对Cd的富积作用。更多的研究需要进一步说明丛枝菌根真菌影对超富积植物的影响范围以及对Cd积累的影响。即使认为植物体内的高金属浓度对超积累植物是一种防御性的行为。但是在加州Ni超富积植物（Streptanthus polygaloides）体表却大量生存有一种盲蝽科（mirid bug）昆虫(Melanotrichus boydi)。据目研究，这种仅生存于该种植物上专性昆虫，在以前的调查研究中并不为科学所认知(Boyd, 2004)。Patel et al. (2005)研究认为芋头（Colocasia esculenta）也可能是一种Cd的超富积植物。它生长在亚洲热带地区玻利尼西亚地区，具有可食用的块茎。研究者进行了不同浓度Cd污染土壤的盆栽试验。Cd降低芋头的干物质产量达到33%。但除了茎和叶之外，它还在根部积累了一大部分的Cd。Yanai et al. (2006)研究认为土壤特性对影响Cd的超富积植物T. caerulescens从土壤里对Cd的吸收。对Cd吸收最适宜的pH值为56之间。当土壤里的Cd含量增加到3.7mg/kg时，Cd对植物的生长有明显的促进作用。通常在土壤和植物芽里的对数转换Cd浓度有正相关关系。较低的pH(5)和粗糙的土壤质地有助于Cd的积累和T. caerulescens对Cd的吸收。Yang et al.(2004)第一次报道东南景天(S. alfredii)拥有对Cd的超积累能力，当用400M的Cd培养东南景天时，其叶片中Cd的浓度达到了9000mg/kg。而Zhou et al. (2005)用600M的Cd培养东南景天时，其叶片中Cd的浓度达到了11000mg/kg。在多数植物中，Cd一般是植物吸收在根部。甚至包括Cd的超积累植物T. caerulescens(Lombi et al. 2000) 和A. halleri(Kpper et al. 2000)。但的东南景天植物叶子中的Cd含量远远地高出其茎部和根部的Cd含量(Zhou et al., 2005)。这表明东南景天体内存在有从根部向地上部分转移Cd的高效机制。这种机制可能与东南景天形态和生理特征有关。超积累植物可以在自然条件下重金属含量较高的地区里发现。但是，这些植物并非理想的植物修复材料，他们通常都比较小，具有较低的生物量。长势良好的植物一般表现为较低的金属积累量，对重金属的耐性一般较低。植物修复理想的植物应具有高的生物量，容易收割，较高的重金属耐性，较高的重金属积累量。这些是选择和改造修复植物的基本要求，例如转基因工程的方法。超积累植物基因与相关的高生物量，非超积累植物重组转移是最前景的选择。Sappin-Didier et al.(2005)研究了转基因烟草植物（Nicotiniana tabacum）质体（P6）或细胞质（C5）超表达铁蛋白金属吸收能力。三种烟草干物质重并没有显著和差别。仅培养在S11土壤里P6比与A和C5积累了较多的Cd，差异并不显著。A与C5积累了2g的Cd，P6积累了2.5g的Cd。结果表明基因工程并不能显著地改变植物对Cd的吸收。同一属近亲缘关系植物对Cd吸收能力和对某种重金属的耐性也有显著的不同(Ozturk et al. 2003)。Cd超积累植物T. caerulescens 和同属的非Cd超积累植物T. arvense。在Cd浓度较低情况下，T. caerulescens对缺Zn钙质土壤敏感性高，而T. arvense对缺Zn钙质土壤却有较高的耐性。在缺Zn时，T. caerulescens地上部分Zn含量比正常缺Zn情况下大多数植物的Zn含量(10-15mg/kg)要低的多(Marschner 1995)。而在土壤高Cd浓度(25mg/kg)时，在土壤Zn为0，0.05，0.5，5，25，75mg/kg等6个浓度梯度下，Cd对T. caerulescens的生长没有影响，但却使T. arvense的生长受到严重的影响，特别是在Zn浓度较低的情况下，这种影响特别突出。T. caerulescens地上部分Cd浓度不受土壤Zn浓度变化影响的原因仍不得而知。在土壤中增施螯合剂，增加超积累植物物种生物量。为有效地进行植物修复，需要增加植物生物产量和重金属超积累量。增加螯合剂基本上能实现这两个目标。常用的螯合剂有EDTA。但这种物质尤其是其本身在环境中的毒性并不为人们所熟知。它活化金属能力和在土壤中持留时间与环境外界因素有关。由于Cd和EDTA的络合作用，Cd的移动性增加。在植物最高生长量时增施螯合剂是非常重要的，因为一旦植物吸收重金属时，通常就要死亡。若植物由于增施螯合剂而导致死亡，这说明重金属吸收量的增加并不是一个生理反应。这个结果并不能被界定为“超积累植物”。Chen and Cutright (2002)研究向日葵(Helianthus annuus)时发现EDTA增加植物地上部分Cd浓度从34.2mg/kg到115mg/kg，但是植物生物量剧烈地下降了5060%。Turgut et al. (2004)也发现柠檬酸对向日葵带来严重的植物毒害。Vassil et al. (1998)研究了EDTA对印度芥(Brassica juncea)体内Pb运输和积累的影响。认为EDTA对Pb积累的作用有一个槛限浓度（threshold concentration）。在这个浓度范围内螯合剂可能通过从细胞质膜上排除Zn2+和Ca2+，破坏了根部的生理隔栅。而在正常情况下，这个生理隔栅作用是控制离子的吸收和运输。没有这个生理性隔栅，土壤溶液内的重金属配合体能通过木质部汁液迅速达到平衡。进入木质部后，金属配合体随蒸腾作用水流运输并在地上部分积累。增加螯合剂可以提高重金属生物有效性，诱导重金属在正常植物体内积累。但如果地下水由此被污染，这也可能产生预想不到的环境风险与危害。在使用螯合剂更有利于植物修复情况下，为减少重金属对地下水的污染，Jiang et al.（2003)提出了一系列，如使用双管道地下灌溉系统，通过增加丙烯酰胺水凝胶提高土壤吸附作用(Kos and Letan, 2003)，增加土壤物理阻隔（增加蛭石和磷灰石混合剂）(Kos and Letan, 2004)，降低螯合剂浓度，分层使用(Schmidt, 2003)，使用可生物降解螯合剂，使用毒性较小的自然螯合剂腐殖酸等(Evangelou et al., 2004)，利用细菌和酵母产生生物表面活性剂等等(Wang and Mulligan, 2004)多种保护性措施。Keller et al. (2005)认为对富含Cd植物进行热处理，利用蒸发作用把Cd植物残余物中分离。这可能是一条可行的方法。90100%的Cd从柳树(S. viminalis)和Cd的超富积植物植物(Thlaspi aerulescens)中挥发，研究者认为这种Cd可以被回收和循环利用，底灰也可作为无Cd肥被循环利用。污染土壤中植物中Cd的分析5、改良剂对Cd生物有效性的控制Treder and Cieslinski (2005)把硅酸盐喷洒在草莓(Fragaria chiloensis Var. ananassa) 叶片上，或直接施入土壤的方法两种方法，来观测是否会影响植物对Cd的吸收，减轻Cd的毒害作用。温室内的草莓分别培养在砂土和砂壤土两种土壤中，同时加入5种不同浓度的Cd。结果，在最低浓度的条件下，被草莓吸收的Cd增加了。但是在砂土上生长的草莓根部和地上部分的Cd浓度比砂壤土中的草莓Cd浓度都要高的多。作为土壤改良剂的硅对阻止砂土上的草莓吸收过多的Cd的效果十分明显。他们认为硅提高了细胞壁的紧密性和坚固性。对要通过细胞来运输的Cd离子来说这也是一种自然障碍机制。在细胞壁和细胞间硅和Cd的混合沉淀物质进一步限制了Cd从植物根部向地上部分的运输。Treder and Cieslinski (2005)认为阻止过多的Cd被轻质土壤草莓吸收的有效方法是用含硅肥料直接使于土壤。如果硅可以形成一个对Cd离子的自然障碍机制，也许也可以阻碍其他金属离子移动。如硅可以减轻铝的毒性(Wang et al., 2004)。5.6氯化物Chloride氯离子能降低土壤对Cd的吸附，增加土壤溶液Cl浓度能增加植物内的Cd的浓度(Smolders et al., 1997; Weggler-Beaton et al., 2000)。但是以前的研究并没有区分碳对泥肥中的Cd和土壤原有Cd的影响。Weggler et al. (2004)在盆栽试验中采用的污泥肥增施比率为0，20，40，80g泥肥/kg土(淋溶土，pH为6.3)，土壤溶液中Cl浓度为1160mM。测定小麦(Triticum aestivum)吸收的Cd和土壤中阴阳离子。肥增施率达到40g/kg前时，地上部分Cd的浓度土壤溶液Cd的浓度随泥肥增施率的增加而增加。但在80g/kg的处理时，有稍微的下降。在各种污泥肥处理比率下，土壤溶液和植物内的Cd浓度与土壤溶液中氯浓度有严格的相关性。他们认为污泥携带的Cd受氯化物配合体的影响，也具有移动性。而随着土壤泥肥增施率的升高，有机复合的Cd增加，同时可溶有机碳水平增加。因此氯Cd络合物增加了污泥中Cd的生物有效性。6 研究展望本综述最引人关注的是近来有关研究中的植物中增高的Cd的浓度。最好的维持无污染土壤和植物的方案为在环境中移除Cd的污染源，但这是不可能的。进一步的研究需要测定土壤和植物对污染土壤里对Cd的生物利用性的影响。综合研究表明即使是增施了螯合剂，植物对Cd的积累总量仍受到限制。因此，利用植物修复从土壤中移除Cd受到一定的限制。进一步的研究需要明确Cd怎样被土壤所束缚，而减少了生物利用性。Pierzynski and Hettiarachchi (2002)列举了磷束缚Cd的几种形式，但哪一种是最好的呢？一种植物为什么会比其他植物积累更多的Cd？Indian grass一种非超积累植物，当Cd被加入到土壤中时却吸收了大量的Cd。蒋建清，吴燕玉.1995.模拟酸雨对Cd、Pb、Cu、Zn迁移的影响.中国科学院研究生院学报，12（2）：185190Adams, M.L., Zhao, F.J., McGrath, S.P., Nicholson, F.A., Chambers, B.J., 2004. Predicting cadmium concentrations in wheat and barley grain using soil properties. Journal of Environmental Quality 33, 532541.Adriano DC (1986) Trace Elements in the Terrestrial Environment. Springer-Verlag: New York.Adriano, D.C., 2001. 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