受污染土壤中植物中的镉：土壤因子，超积累和修正的影响外文翻译资料

 2022-01-13 22:33:18

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受污染土壤中植物中的镉：土壤因子，超积累和修正的影响

M.B.Kirkham

农学系，2004年，普林克顿大学，堪萨斯州立大学，曼哈顿，堪萨斯州66506-5501，美国

摘要

重金属镉（Cd）对动物和人类的生物毒性在环境中备受关注。本文回顾了近期论文，展示了土壤因子（如pH，磷酸盐，锌和有机质），镉的超积累植物和土壤改良对镉的有效性的影响。研究证实，土壤的pH通常是控制重金属吸收最重要的因素，低pH有利于镉积累，磷酸盐和锌则降低镉吸收。该工作表明，氯的应用增加了镉的有效性，而硅可以减少镉的有效性。

最近报道的研究中，一项植物中镉含量升高的研究备受关注。在不同污染条件下土壤和植物中镉浓度的数据列表显示，植物中的镉浓度大于植物中的正常浓度（0.1mg/kg）。

在遏蓝菜（Thlaspicaerulescens）叶中，镉的浓度范围从两种低浓度的0.1mg/kg（在玉米种子中）到380mg/kg。

Thalspi属的镉超积累植物（组织镉含量ge;100mg/kg）是唯一已知的镉超积累植物。大米和烟草中的镉含量备受人们关注。即使通过增加修正来减少镉的有效性，它仍然存在于土壤中并且具有潜在的危害。保持土壤和植物不被污染的最佳解决方案是去除环境中的镉源，但这基本不能实现，因此要进一步的研究，需要确定土壤和植物因素对受污染土壤中镉有效性的影响。

关键词

镉；植物修复；生物有效性；土壤pH；改良剂；螯合剂；超积累植物

1.环境中的镉

重金属镉（Cd）对动物和人类的生物毒性在环境中备受关注。镉可以在对自身无毒的植物中积累，并对食用该植物的动物产生毒性。镉能通过使用含有镉的食物在人体器官中积累，因而其毒性对人的影响高于动物（Tudoreanu和Phillips，2004）。

镉进入环境的人为途径主要为电镀，塑料制造，采矿，涂料颜料，合金制备和含镉电池等工艺的工业废料（Adriano，2001，p.264;Cordero等，2004））。家用电器，汽车和卡车，农具，飞机零件，工业工具，手工工具和各种紧固件（例如，螺母，螺栓，螺钉，钉子）通常以镉作为涂层。镉还用于发光刻度盘，摄影，橡胶固化和杀菌剂（Adriano，2001，第264页）。人类通过吸烟接触烟草中积累的致癌金属镉（Lugon-Moulin等，2004）。

重金属通过添加污泥，堆肥或肥料进入土壤。即使采用最严格的污染源控制技术，生活污水污泥也含有重金属，因为它们存在于下水道或厕所的冲洗物中。例如，烟头冲入下水道携带镉。当汽车轮胎在街道上行驶时，镉从橡胶中释放出来，而在下雨之后，镉被冲入污水系统，进而富集在污泥中。堆肥污泥可含有高浓度的镉，来自堪萨斯州托皮卡镉含量为4.2mg/kg的堆肥污泥被施用于农田（Liphadzi和Kirkham，2006）。磷肥也被镉污染，Zarcinas等（2004）将马来西亚半岛土壤中镉含量升高和可可（Theobromacacao）中镉含量超标归因于磷肥的输入。在远东或巴尔干地区包装并制造假冒产品卷烟的工人，暴露于镉浓度超标的环境中。过量镉的主要来源是廉价被污染磷酸盐肥料的大量应用（Booth，2005，Stephens和Calder，2005）。

镉主要在动物的肾脏，肝脏和生殖器官中积累。由于重复施用富含镉的过磷酸钙肥料导致草场镉浓度升高，新西兰的绵羊只能在短期内放牧（Granel等，2002），才能使肉具有出口允许的镉浓度。人体中镉浓度升高可导致肾脏损伤，饮食中低浓度的镉与肾功能障碍有关。其他与镉暴露相关的疾病是肺气肿和臭名昭着的Itai-Itai（“ouch-ouch”）疾病（Yeung和Hsu，2005）。因为镉取代了骨骼中的钙进而导致骨质疏松症。全世界都发生过镉中毒事件。例如，在1922年至1965年期间日本痛痛病造成100多人死亡（Yeung和Hsu，2005年）。镉是美国环境保护署（EPA）审查的金属之一（Hogue，2004），镉污染发生在美国超过8％的危险废物场所（Yeung和Hsu，2005）。它使台湾许多有价值的农田无法耕种。因此，需要有效和经济的技术来修复受镉污染的土壤。

本文回顾了土壤因子，超积累植物和土壤改良剂对镉有效性的影响。文章分为五个部分：1）控制镉生物有效性的土壤因子;2）超积累植物和非超积累植物的植物修复;3）污染土壤上生长的植物中镉的数据分析;4）改良剂控制镉的有效性;5）未来的研究。

2.控制镉生物有效性的土壤因子

生物有效性存在多种不同定义（Semple等，2004），阿德里亚诺（2001年，p188）定义“有效性”和“生物有效性”。“有效性”是指（1）化学物质从被试培养基中释放的速率和程度，（2）化学物质通过直接接触或吸收对活体受体（例如植物）的生物有效性（例如根）。换句话说，化学物质的生物有效性有效于表示其有效性，因此在本综述中这两个术语通常可互换使用。土壤中的金属有效性相比总金属浓度是主要关注点，因为有效浓度表示植物吸收的有效量。因此，在任何研究中，都应确定土壤中重金属的有效浓度和总浓度。确定重金属植物有效性的最常用方法之一是DTPA（二乙烯三胺五乙酸）测试，其中包括必需的重金属（铜，铁，锰和锌），这是Lindsay和Novell开发的非平衡提取物法（1978年）。它是美国许多土壤测试实验室的标准方法（Whitney，1998）。该试验还被证明可用于监测已接受污泥应用的土壤中的Cd，Ni和Pb（Whitney，1998）。如下节所述，除了Lindsay和Novell（1978）研究的一些因素外，还有很多因素可以控制新测试的有效性，以确定有效浓度。

pH和有机质是控制镉利用率的两个最重要的土壤因子（Barančikovaacute;等，2004）。最近的论文证实了一项早期的观察结果（Kirkham，1977），pH值是最重要的影响因素之一，即使不是最重要的因素（Kukier等，2004），也控制重金属的吸收（Seuntjens等，2004，Amini等，2005，Basta等，2005）。表1显示了在具有不同污染类型的各种土壤上生长的植物对镉的吸收。这里污染的土壤被定义为受人为活动例如污泥处理影响的土壤。一些土壤天然具有高镉浓度（Adriano，2001，第266页），但除了Tsadilas等人（2005年）研究的土壤外，这些土壤将不予考虑，只研究土壤中自然水平的镉。表1给出了原文研究中记录的pH值。例如，在Kuo等人（2004），Sappin-Didier等人（2005）和Tsadilas等人（2005）的研究中可以看到，随着pH降低，植物中镉的量增加。土壤pH值和植物对镉的吸收呈线性趋势（Tudoreanu和Phillips，2004，第145页）。因为形态分析随pH变化，所以发挥给定水平的毒性作用的游离金属离子的浓度可以表示为仅pH的函数（Lofts等，2004）。多元回归分析表明，在162小麦（Triticumaestivum）和215大麦（Hordeumvulgare）谷粒样品的荟萃分析中，土壤总镉和pH是影响谷物镉浓度的重要因素（Adams等，2004，表1）。生活污水中镉的不同含量，在土地处理时导致土地镉污染程度不同。由于硝化作用和微生物产生的二氧化碳，污水污泥通常会降低土壤的pH值。建议减少污泥处理场地，以减少重金属对土地的污染。McLaren等人（2004年）在新西兰的五种不同土壤（三种森林土壤和两种牧草土壤）中施用Cd-加标污泥。在三年的时间内连续监测土壤中的金属浸出情况，无污泥的土壤渗滤液的pH值高于有污泥的土壤渗滤液的pH值。来自对照渗滤水采集器的渗滤液pH值主要在pH6.0-6.5附近波动，而来自污泥处理的渗滤水采集器的浸出液的pH值降至约5.0或更低。通过污泥处理导致的pH降低，使金属更容易浸出。从五种污染土壤中的四种土壤中浸出的镉含量高于对照土壤（除牧草土壤以外）。森林土壤中浸出的镉比牧草土壤中多，可以从酸性森林土壤中获得这一结论（McLaren等，2005）。三年后，镉在牧草土壤中的结合水平几乎没有位置变化，而在三片森林土壤中，金属从顶部渗透到0.25米。结果表明森林土壤长期持续浸出金属能力强。

Bergkvist和Jarvis（2004）描述了一个模型，以帮助解决污泥应用对耕地的长期影响。将模型模拟与污泥施用41年后粘土壤土中镉含量的测量变化进行比较。影响浸出和作物吸收的最重要的参数是镉负载，污泥衍生的无机材料的分配系数，以及调节pH对吸附的影响因素。该模型充分地再现了数据，尽管存在镉的垂直分布的差异，其归因于大孔运输和根吸收驱动的再循环的影响。

中国部分地区的一个问题是在中国南方酸性红壤上生长的水稻（Oryzasativa）对镉的吸收（Lietal，2005）。通过饮食摄入人体接触有毒重金属的问题越来越受到关注。通过盆栽试验，阐明了土壤类型和水稻基因型对镉生物有效性的相对重要性。在两个土壤上种植两个栽培品种，一个是典型的Hapludults，土壤pH为4.95，一个是典型的Haplaquept，土壤pH为6.54（表1）。在两种土壤类型中，水稻籽粒中的镉超过了中国食品指标限值0.2mg/kg。谷粒中镉的含量范围为0.250-0.623mg/kg(Li等人2005年）得出的结论是“在种植土壤特性的地区种植水稻时，必须非常注意品种的选择，因为土壤中存在高浓度镉。”他们强烈推荐种植酸性土壤上的品种。(Li等人2005年）在有盐氯化镉的盆中加标土壤，在田间条件下镉的有效性可能低于温室实验中的。然而，中国大米对镉的吸收不仅受到中国南方酸性红壤的影响，而且还受到中国东北地区丰富黑土的影响。这些土壤中的大米含有多达3mg/kg（3ppm）的重金属，超过世界卫生组织建议的低于0.2mg/kg（0.2ppm）（Schnoor，2004）。迫切需要具有成本效益的解决方案来减少中国200万公顷的土地受的重金属污染（Schnoor，2004）。

虽然农业土壤可以通过施用石灰和富碱肥料来维持接近中性pH值，以限制重金属吸收，但森林土壤通常是酸性的并且缓冲性差。然而，森林土壤经常暴露于大气中的重金属污染。它们也是污泥处理场所，虽然在森林中生长的植物不属于人类食物链，但是如果森林土壤降解了动物的内脏（如猎鹿的肝脏和肾脏），那么森林土壤可能与镉转移到人类有关。在森林土壤中，当考虑pH对金属吸收的影响时，就要考虑自然分层的影响。梅农等人（2005年）研究了两种未污染的底土——一种酸性土壤和一种钙质土壤对森林植被的影响。表层土壤被来自有色金属冶炼厂的过滤粉尘中的10mg/kg镉污染。将其混合到上部15厘米的土壤中，这是一种pH值为6.5的粉质壤土。植被是挪威云杉（Piceaabies），柳树（Salixviminalis），杨树（Populustremula）和桦树（Betulapendula））树木和各种草本植物下层植物。它们在开顶室中的渗滤水采集器中生长三年。金属污染处理中的蒸发蒸腾和根系生长减少，与底土类型无关。土壤水势梯度表明，多年来用水量的增加主要是通过从表层土壤中加强酸性底土中的水提取来实现的。在具有钙质底土的渗滤水采集器中，深度较浅的部分被过度吸收。结果表明，未受污染的底土有可能弥补金属胁迫下表层土壤根系水分的减少。必须指出的是Menon等人的工作（2005年）表明，当根系生长成未受污染的底土时，表面污染土壤的pH和有机质不能控制镉的吸收。

与许多研究显示pH是决定镉有效性的最重要因素，而又有两项在加拿大进行的研究指出了有机物质的重要性。Sauveacute;等（2003）发现，对于加拿大的有机森林土壤，pH和总金属含量并不是土壤固相和液相之间金属分配的一致预测因子。土壤对镉的吸附亲和力较高，与吸附镉的矿质土相比，高达30倍。研究表明，土壤有机质的含量可能对镉的结合和积累能力起重要作用。这是一个值得进行更多研究的课题。

在加拿大进行的另一项研究（Ge和Hendershot，2005年）表明，有机物质是北温带地区重金属的主要吸附剂，如加拿大盾构。由于酸性土壤环境和冲积过程，该地区的土壤通常具有灰化土特征。有机物质通常积聚在土壤剖面的表面和次表层中，作为散装材料或特定物质的涂层存在。土壤中的有机物质是能够保留金属阳离子的重要反应性组分。在涉及矿物-腐殖质混合物中金属吸附的一些研究中，显示与单独的矿物上的金属结合相比，结合金属的量增加。

Degryse等人（2004）研究了“不稳定镉池”的提取，这是他们使用的术语，可能是弱吸附/交换的镉。他们使用1MCaCl2，因为不稳定的镉通过Cl-络合而溶解，并且通过Ca2 竞争表面位点。Degryse等人（2004）说，固定的镉（矿物质中的封闭物）不太可能被CaCl2溶解。已经提出了顺序提取方案来评估土壤中重金属的有效性。但是，根据Degryse等人的说法（2004）虽然顺序提取可能会提供有关土壤中金属关联的有用信息，但结果很难从有效性方面解释。他们认为，同位素可交换的金属池（也称为“E”值）可能最能代表与溶液相中的金属处于动态平衡状态的金属比例。为了确定E值，将少量合适的放射性同位素添加到水或稀盐提取物中，并在设定的平衡时间后测量金属的比活性。E值与总金属含量的比率（％E值）表示不稳定的金属的比例。Degryse等人（2004）发现被镉污染的土壤中镉的％E值为9％至92％（平均值为61％）。在富含可溶形式金属的土壤（例如金属盐）中，pH和％E之间存在强烈的负相关。在以较低可溶形式添加镉的土壤中，没有发现这种相关性，并且％E值通常小于掺有金属盐的土壤，这表明污染源控制镉的不稳定部分。格雷等人（2004）还发现同位素可交换动力学技术是提供土壤中镉有效性信息的有用工具。

除了通过同位素稀释的E值之外，另一种确定重金属生物有效性的新方法是薄膜（DGT）技术中的扩散梯度。在DGT方法中，离子通过凝胶扩散到结合树脂而被动态去除，而E值代表同位素可交换（不稳定）金属池。诺兰等人（2005）发现DGT测量中包含的动力学不稳定的固相金属池与土壤溶液中的不稳定金属一起，在小麦镉吸收中起重要作用（Triticu

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