土壤镉污染对农作物的危害研究进展

肖光辉，卢红玲，彭新德

（1. 湖南省农业科学院农业信息与工程研究所，湖南 长沙 410125；2. 湖南省农业科学院农业生物资源利用研究所，湖南 长沙 410125；3. 中南大学研究生院隆平分院，湖南 长沙 410125）

重金属镉（Cd）是环境中运移活跃、对生物和人类毒性较大的化学元素，主要通过土壤－作物－食品链，被人体吸收[1]。我国土壤表层Cd 含量背景值为0.097 μg/g[2]，但近年来随着采矿、冶炼和电镀工业的发展，土壤Cd 污染日趋严重，耕地土壤的Cd污染已成为危及我国食品安全的主要因素之一，受到广泛关注[3-4]。人体所需营养主要来源于土壤生产的农作物。其中，水稻因其本身特性，对土壤中的Cd 吸收能力比其他粮食作物大，是受Cd 污染影响最大的粮食作物，而蔬菜的推荐摄入量（成年人）为400 ～500 g/d，通过蔬菜吸收是人体摄入Cd 的第二条重要途径。水稻和蔬菜在中国人的饮食结构中占有重要地位，研究认为人体中70%以上的Cd 来源于粮食和蔬菜[5]。因此，研究土壤中重金属Cd 污染对粮食（主要是水稻）和蔬菜的危害，有助于我国大面积中轻度Cd 污染土壤的安全高效利用，同时为我国食品重金属污染问题的解决提供参考。

1 影响作物吸收积累Cd 的因素

1.1 作物本身特性

不同作物对Cd 的吸收积累能力不一样。禾谷类作物如水稻、小麦和玉米为Cd 污染敏感型作物，虽然对Cd 的生理耐受性较强，但其产品（籽实）易因土壤Cd 污染积累对人体有害的Cd 而丧失食用价值。其中水稻被认为是对Cd 有较强生理耐受能力的农作物之一，其对Cd 有较强的富集能力，当土壤Cd 含量为2.21 mg/kg 时，糙米中Cd 含量可达2.64 mg/kg，超过食品卫生标准最高限量的12 倍，因此稻田Cd 污染的最大危害是Cd 在水稻籽粒中的积累[6]。彭华等[7]的试验初步认为，在弱酸性土壤（pH 值5.4 左右）中，保证稻米Cd 含量达标的土壤Cd 含量阈值为0.27 mg/kg。在亚洲地区，稻米是人体Cd 的主要来源[8]。不同的水稻品种对Cd 的吸收和分配存在明显差异，一般认为：晚稻对Cd 的富集性显著大于早稻；籼稻品种糙米Cd 含量高于粳稻[9]；糙米中Cd 含量生育期较长的高产品种高于生育期较短的中、低产品种；杂交稻的Cd 含量高于常规稻[10]；普通稻Cd 含量高于优质稻；常规稻糙米Cd 含量品种间的差异性又大于杂交水稻[11]。

不同蔬菜种类对Cd 的富集能力有明显差异[12]，苋菜对Cd 的富集能力最强，Cd 向蔬菜中的迁移累积率大小为：苋菜>叶用莴苣>菜苔>蕹菜>芥菜。叶菜类较其他蔬菜更易吸收和富集重金属Cd[13-14]。蔬菜对重金属的吸收整体表现为：叶菜类>花果类>块根类，叶菜类的吸收变异性较大，而果菜类较小[14]。徐勇贤[15]调查南京和无锡蔬菜重金属污染状况时发现，不同蔬菜种类中，主要是叶菜类存在污染现象，而根茎类和瓜果豆类蔬菜重金属含量未超标。成都地区9种蔬菜对Cd 的吸收大小为：菠菜>芹菜>大白菜>韭菜>黄瓜>油菜>花菜>蕃茄>甘蓝[16]。沈彤等[17]对长沙蔬菜基地不同类型蔬菜的研究发现，其对Cd的吸收顺序为叶菜类>茄果类>豆类>根菜类>甘蓝类>瓜类。

同种蔬菜不同品种或基因型对重金属的积累也有很大差异，例如：不同品种的胡萝卜和豌豆富集Cd和Cu 的差异明显[18]；王松良等[19]对13种小白菜基因型的研究结果表明，不同品种间有Cd 的高、低积累基因型差异。大白菜在吸收、累积Cd 的能力中，因基因型不同而有显著差异[20]。不同大白菜、甘蓝品种间Cd 的积累和Cd 含量差异显著，高积累品种显著高于低积累品种[12]。

丁枫华等[21]通过水培苗期毒性试验，研究了9个科23种常见作物幼苗对Cd 毒害敏感性的差异。结果表明，大部分供试作物在Cd 浓度0.1 ～0.25 mg/L开始出现表观毒害症状。大白菜、油白菜、油麦菜、芥菜、小白菜属于Cd 敏感作物，黄瓜为Cd 抗性较强作物。

1.2 土壤中Cd 的含量与形态分布

除了作物本身的特性外，影响作物对Cd 吸收的主要因素有Cd 的形态与含量及土壤性质等。汤丽玲采用多元线性回归分析认为，影响水稻与小麦吸收Cd 的主要因素是土壤总Cd 含量和土壤pH 值[22]。但穆晓慧等[23]通过黄土高原农田土壤小麦盆栽试验发现，土壤中铁锰氧化物结合态Cd 具有较高的生物有效性，土壤铁锰氧化物结合态Cd 及全Cd 含量与小麦根系Cd 累积量和小麦Cd 积累总量呈显著正相关。熊涛[24]试验发现，珠江三角洲蔬菜对Cd 的吸收主要受土壤中交换态和铁锰氧化物结合态Cd 含量的影响。

一般认为，土壤可溶态Cd 浓度越高，作物吸收Cd 的量就越大。作物对无机态Cd 的吸收比对有机态Cd 的吸收更有效，水溶性无机态Cd 又比非水溶性Cd 的有效性高[11,25-26]。

1.3 土壤性质

作物对Cd 的吸收还受土壤质地、pH 值、Eh 值、阳离子交换量（CEC）、土壤微生物含量、根际环境、养分含量及其比例、有机质组分及含量等多种环境因子的影响[11]。通常土壤pH值增加则作物吸Cd量减少，如酸性土壤施石灰后可使小麦籽实中Cd 含量减少50%。土壤的Eh 值可影响土壤Cd 的有效态而影响作物对Cd 的吸收。例如，随着Eh 值的增大，土壤中水溶性Cd 含量、水稻吸收Cd 的总量及地上部Cd 含量随之增加。由于Eh 值受土壤淹水状况影响，故可通过控制土壤水分含量来调节Eh 值，达到降低作物Cd含量的目的[27]。另外，淹水还原状态下有机质不易分解，产生H2S，SO42-还原为S2-，与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]。土壤中的很多种有机酸类物质都可影响土壤中各种矿物质元素的有效性，作物根系分泌物对土壤Cd 的活化也有重要影响。Cd 污染土壤中，轻组有机质含量越高，富集能力越强，土壤中相对稳定性Cd 含量越高，可被作物快速吸收的土壤溶液中Cd 含量则越低[28]。

1.4 水肥管理措施

不同形态的氮肥可造成土壤-作物根际环境状况的变化，从而影响Cd 在根际土壤的化学行为，导致Cd 有效性的差异，也会影响作物对Cd 的吸收[11,25]。例如，Ca 肥可降低作物受Cd 胁迫的毒害[29]，施用石灰或碳酸钙是南方稻田治理Cd污染的主要措施之一[4]。

在外源添加Cd 的情况下，作物体内的Cd 含量主要与交换态Cd 含量有关（P<0.05）。秸秆还田促进了土壤Cd 由活性大的交换态向活性较弱的EDTA 结合态及残渣态转化，可以降低Cd 的生物有效性[30]。秸秆还田还能增加土壤有机结合态Cd 含量，促进耕作层（0～20 cm）稻田土壤Cd 由有效态向潜在态转化，从而降低土壤Cd 对作物的危害[31]。然而，若还田秸秆来自于Cd 污染土壤，则影响效果反之。张晶等[32]的试验发现，Cd 污染土壤菜豆和玉米连作根茬连续还田，增加了后茬大白菜地上部Cd 含量，其原因是根茬还田增加了土壤轻组有机质中Cd 占土壤总Cd 的比例。

2 作物体内Cd 的分布

Cd 在禾本科植株体内的分布一般是，根>茎>叶>籽实，其中Cd 在水稻体内的分布比例是，根系︰茎叶︰糙米约为 80︰15︰1[33]。水稻不同部位对Cd的吸收和积累为根系>茎叶>稻壳>糙米[10]。双子叶植物吸收的Cd 一般在生命活动旺盛的部位，因此绿叶和吸收根的Cd 含量较高，而营养物质的贮藏器官（块根、果实、叶球等）的Cd 含量最低。但Cd超积累植物的地上部Cd 含量大于根部，如矿山生态型东南景天植株各部分Cd 含量的次序为：叶>茎>根[27]。

3 Cd 对作物的毒害作用及其机制

农田Cd 污染会影响作物生长、产量和品质[34-35]。Cd 胁迫对作物的直接伤害包括对根系的生理代谢作用，叶片的光合作用、呼吸作用和蒸腾作用，以及对作物碳/氮/核酸的代谢、和作物激素等的影响；间接伤害包括对土壤的养分胁迫和生态系统的影响等。作物受到Cd 胁迫表现为根尖变黑、生长受阻、组织失绿、干物质产量降低等，严重时会导致作物死亡。

3.1 影响作物生长

Cd 胁迫首先毒害作物的根系，造成根系生理代谢失调，影响对必需元素的吸收、运输和积累；受害根系的吸收能力减弱，又会导致作物植株营养亏缺。Cd 胁迫还能影响作物根系对水分的吸收和传输，影响细胞的持水能力[11]。小麦根系生长对Cd 胁迫敏感，Cd 对小麦分蘖的抑制效应是多蘖型品种大于少蘖型品种，对小麦叶绿素含量的降低效应也是敏感型品种更大一些。玉米幼苗受Cd 毒害后表现生长迟缓，叶尖黄褐，根尖膨大变黑，继而腐烂。水稻受Cd 毒害后穗数或每穗颖花数减少，从而导致产量降低，而Cd 对结实率和千粒重无显著影响[27]。水稻对Cd 污染胁迫的响应因生育阶段不同而异，在幼穗分化之前主要降低光合生产力，抑制营养体生长；在幼穗分化-抽穗期主要抑制生殖器官分化和发育；在抽穗期以后主要阻碍体内营养物质的迁移和转化。幼穗分化-抽穗期是水稻对Cd 胁迫生理反应最敏感的时期，杂交稻比常规稻对Cd 胁迫更敏感[11]。

3.2 影响光合作用和呼吸作用

Cd 胁迫可明显抑制作物的光合作用，主要由破坏光合器官结构、影响和细胞内有关叶绿素合成酶系统所造成。试验发现，Cd 过量能明显降低玉米幼苗叶片叶绿素含量和叶绿素荧光参数[36]，所以最显而易见的Cd 毒害症状是叶片黄化[11]。例如，当土壤中的Cd 浓度达到一定含量时，水稻会出现受害症状，表现为叶片失绿，出现褐色斑点与条纹，严重影响光合作用[37]。赵素贞等[29]研究发现，Cd 胁迫可破坏秋茄的光合系统，显著降低秋茄叶片的光合指标，叶绿素含量减少。Cd 胁迫也会影响与呼吸相关酶的活性，造成作物体内碳水化合物的代谢紊乱，从而影响呼吸作用，这主要是由于Cd 破坏线粒体结构进而抑制呼吸作用[27]。马丽娟等[38]的试验表明，Cd 胁迫可改变琥珀酸脱氢酶（SDH）、细胞色素氧化酶（COD）、苹果酸脱氢酶（MDH）、异柠檬酸脱氢酶（IDH）同工酶等呼吸作用关键酶的活性或同工酶表达，随Cd 胁迫浓度升高，小麦幼苗的根和芽的呼吸速率呈先上升后下降的趋势。

3.3 影响细胞分裂和细胞膜透性

Cd 通过影响酶活性、钙平衡，改变核酸、蛋白质构象等影响细胞的正常分裂活动，从而对作物产生毒害作用。在Cd 严重胁迫时，细胞核和核仁会遭受破坏，导致染色体复制和DNA 合成受阻，核酸代谢失调等[39]。Cd 会影响作物细胞膜的透性，总体上膜透性与Cd 浓度呈正相关。丙二醛（MDA）是反映脂质过氧化程度的指标，当作物受Cd 胁迫后体内MDA含量显著增加[27,37]。

3.4 影响氧化还原系统

土壤中Cd2+氧化还原电位低，不参与生物氧化还原反应，但研究证实Cd 毒害首先胁迫作物体内的抗氧化还原系统，导致抗氧化酶活性受到抑制，H2O2过量积累，膜脂过氧化水平增高，最终导致细胞伤害甚至死亡。同时，H2O2的过量积累还会使作物体内的抗氧化酶系统紊乱，使作物对Cd 的抗性机制不再起作用，加重作物的Cd 毒害症状[40-41]。

3.5 影响生物酶活性和基因表达

Cd 还能抑制淀粉酶、蛋白酶活性，影响种子内贮藏淀粉和蛋白质的分解，从而影响或抑制种子萌发。吴慧兰等[42]研究发现，Cd 胁迫下，三个拟南芥bHLH 转录因子FIT、AtbHLH38 和AtbHLH39 基因表达上调，转基因植株表现出比野生型更耐受Cd 的胁迫。

4 展 望

综上所述，Cd 胁迫下，作物对Cd 的吸收积累程度受作物本身的特性、土壤理化性状等的影响。Cd胁迫对作物的毒害是多方面的。据2014年4月17日发布的《全国土壤污染状况调查公报》：全国土壤污染类型以无机型为主，其中重金属Cd 的点位超标率达7.0%，位居无机污染物之首。研究人员认为，对于我国点位超标率达7%的Cd 污染土壤，重度Cd 污染农田土壤不宜种植农作物，应先综合治理改良降低Cd 污染；对中轻度Cd 污染土壤，选种生理耐Cd 能力强、Cd 积累系数低、产品质量受Cd 污染影响小的作物，或者通过水肥管理如无Cd 污染的秸秆还田、淹水、水肥耦合等措施降低Cd 通过土壤向作物的转移，从而减少人体通过摄食作物吸收积累Cd。为了避免环境中的Cd 通过作物最终富集到人体，危害人体健康，同时安全高效利用Cd 污染的土壤资源，需要构建安全高效的经济生态模式，加深对不同模式下Cd 在土壤－作物－人体系统中的迁移行为、毒害效应及生理生化过程的研究，建立完善的Cd 污染评价和控制系统。

[1]史 静，潘根兴，张乃明. 镉胁迫对不同杂交水稻品种Cd、Zn 吸收与积累的影响[J]. 环境科学学报，2013，（10）：2904-2910.

[2]中国环境检测总站. 中国土壤元素背景值[M]. 北京：中国环境科学出版社，1990.

[3]王凯荣. 我国农田镉污染现状及其治理利用对策[J]. 农业环境保护，1997，16（6）：274-278.

[4]卢红玲，肖光辉，刘青山，等. 土壤镉污染现状及治理措施研究进展[J]. 南方农业学报，2014，（11）：1986-1993.

[5]Wanger G J. Accumulation of cadmium in crop plants and its consequence to human health[J]. Advances in Agronomy, 1993, 51: 173-212.

[6]汤春芳. 镉胁迫和植物抗氧化系统、营养元素相互关系的研究以及多胺的调控作用[D]. 长沙：湖南大学，2005.

[7]彭 华，戴金鹏，纪雄辉，等. 稻田土壤与稻米中的镉含量关系初探[J]. 湖南农业科学，2013，（7）：68-72.

[8]王凯荣，龚惠群，王久荣. 栽培植物的耐镉性与镉污染土壤的农业利用[J]. 农业环境保护，2000，19（4）：196-199.

[9]龙小林，向珣朝，徐艳芳，等. Cd2+胁迫对籼稻和粳稻不同生育期生长发育的影响[J]. 环境科学与技术，2013，36（11）：61-66.

[10]唐 非，雷 鸣，唐 贞，等. 不同水稻品种对镉的积累及其动态分布[J]. 农业环境科学学报，2013，32（6）：1092-1098.

[11]王凯荣. 农田生态系统镉污染研究[D]. 武汉：华中农业大学，2004.

[12]黄志亮. 镉低积累蔬菜品种筛选及其镉积累与生理生化特性研究[D]. 武汉：华中农业大学，2012.

[13]姚春霞，陈振楼，张 菊，等. 上海浦东部分疏菜重金属污染评价[J]. 农业环境科学学报，2005，24（4）：761-765.

[14]欧阳喜辉，赵玉杰，刘凤枝，等. 不同种类蔬菜对土壤镉吸收能力的研究[J]. 农业环境科学学报，2007，27（l）：1067-1070.

[15]徐勇贤. 长江三角洲典型城乡交错区土壤重金属平衡及生态效应[D]. 南京：南京农业大学，2007.

[16]罗晓梅，张义蓉，杨定清. 成都地区蔬菜中重金属污染分析与评价[J]. 四川环境，2003，22（2）：49-51.

[17]沈 彤，刘明月，贾 来，等. 长沙地区蔬菜重金属污染初探[J]. 湖南农业大学学报（自然科学版），2005，31（1）：87-90.

[18]Alexander P D, Alloway B J, Dourado A M. Genotypic variations in the accumulation of Cd, Cu, Pb and Zn exhibited by six commonly grown vegetables[J]. Environmental Pollution, 2006, 144: 736-745.

[19]王松良，郑金贵. 芸苔属蔬菜的镉富集特性及其修复土壤镉污染的潜力[J]. 福建农林大学学报：自然科学版，2004，33（1）：94-99.

[20]郑爱珍，王万君. 不同基因型的青菜、白菜耐镉性差异研究[J]. 北方园艺，2007，9：10-12.

[21]丁枫华，刘术新，罗 丹，等. 23种常见作物对镉毒害的敏感性差异[J]. 环境科学，2011，32（1）：277-283.

[22]汤丽玲. 作物吸收Cd 的影响因素分析及籽实Cd 含量的预测[J]. 农业环境科学学报，2007，26（2）：699-703.

[23]穆晓慧，李世清，党蕊娟. 黄土高原不同土壤中Cd 形态分级及其生物有效性研究[J]. 西北农林科技大学学报（自然科学版），2008，36（4）：135-142.

[24]熊 涛. 珠三角菜地土壤Cd、Pb 形态特征及生物有效性研究[D]. 武汉：华中农业大学，2005.

[25]咸翼松. 施用泥炭对土壤镉形态及其植物有效性的影响[D]. 杭州： 浙江大学，2008.

[26]王凯荣，张格丽. 农田土壤镉污染及其治理研究进展[J]. 作物研究，2006，（6）：359-364.

[27]黄冬芬. 水稻对土壤重金属镉的响应及其调控[D]. 扬州：扬州大学，2008.

[28]王 浩，章明奎. 污染土壤中有机质和重金属互相作用的模拟研究[J]. 浙江大学学报（农业与生命科学版），2009，35（4）：460-466.

[29]赵素贞，洪华龙，严重玲. 钙对镉胁迫下秋茄叶片光合作用及超微结构的影响[J]. 厦门大学学报，2014，53（6）：75-82.

[30]黄界颍. 秸秆还田对铜陵矿区土壤Cd 形态及生物有效性的影响机理[D]. 合肥：合肥工业大学，2013.

[31]杨 兰，李 冰，王昌全，等. 长期秸秆还田对德阳地区稻田土壤镉赋存形态的影响[J]. 中国农业生态学报，2015，32（6）：725-732.

[32]张 晶，于玲玲，辛术贞，等. 根茬连续还田对镉污染农田土壤中镉赋存形态和生物有效性的影响[J]. 环境科学，2013，（2）：685-691.

[33]王 新，吴燕玉. 重金属在土壤-水稻系统中的行为特性[J]. 生态学杂志，1997，16（4）：10-14.

[34]何江华，杜应琼，周晓洪，等. Cd 对叶菜生长和产量的影响及其在叶菜内的积累[J]. 农业环境科学学报，2006，25（3）：597-601.

[35]李素霞，胡正立，胡承孝，等. 镉污染条件下不同种类氮肥对苋菜品质的影响[J]. 中国农学通报，2009，25（22） ：182-185.

[36]胡筑兵. 玉米幼苗对Cu 胁迫的响应及其对Cd 胁迫响应的比较[D]. 南京：南京农业大学，2005.

[37]何俊瑜. 水稻突变体对镉敏感的生理生化及籽粒中镉积累的基因型差异[D]. 苏州：浙江大学，2006.

[38]马丽娟，邵 云，李春喜，等. Cd2+胁迫对小麦幼苗生长及呼吸作用的影响[J]. 西北植物学报，2007，27（6）：1185-1190.

[39]丁枫华. 土壤中砷、镉对作物的毒害效应及其临界值研究[D]. 福州：福建农林大学，2010.

[40]Fatemeh A, Fayez R. M ycorrhizal fungi and earthworms reduce antioxidant enzyme activities in maize and sunflower plants grown in Cdpolluted soils[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2015, 86: 87-97.

[41]赵中秋，席梅竹. Cd 对植物的氧化胁迫机理研究进展[J]. 农业环境科学学报，2007，26：47-51.

[42]Wu H L, Chen C, Du J, et al. Co-overexpression FIT with AtbHLH38 or AtbHLH39 in Arabidopsis-enhanced cadm ium tolerance via increased cadm ium sequestration in roots and improved iron homeostasis of shoots[J]. Plant Physiology, 2012, 158（2）: 790-800.