• ISSN 1008-505X
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农作物叶片对大气沉降重金属的吸收转运和积累机制

朱臻 杨相东 徐章倩 费讲驰 彭建伟 荣湘民 黄颖 杨肖娥

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农作物叶片对大气沉降重金属的吸收转运和积累机制

    作者简介: 朱臻 E-mail: zhuzhen_pearl@126.com;
    通讯作者: 彭建伟, E-mail:jwpngpd@sina.com ; 黄颖, E-mail:huangying@hunau.edu.cn
  • 基金项目: 国家重点研发计划课题 (2017YFD200703-3);湖南省教育厅优秀青年基金项目 (湘教通﹝2019﹞353号)

Foliar uptake, translocation and accumulation of heavy metals from atmospheric deposition by crops

    Corresponding author: PENG Jian-wei, E-mail:jwpngpd@sina.com ;HUNAG Ying, E-mail:huangying@hunau.edu.cn ;
  • 摘要:   【目的】   近年来,农产品的重金属超标问题已经引起了公众的广泛关注,也是国内外学者研究的热点。要实现农产品重金属污染的有效防控,首先需要解决的就是重金属来源问题。目前已有的研究大多集中在根系对土壤中重金属的吸收机制研究,且已基本探明作物根系对重金属的吸收转运机制,包括根际离子的活化,根细胞的吸附和扩散、跨膜运输,根皮层细胞的横向运输,中柱的薄壁细胞到木质部导管的装载,木质部向地上部的转运等一系列过程。但大气沉降对农产品重金属积累的贡献及叶片的吸收、转运、积累机制尚不清楚。若能深入研究农作物叶片对重金属的吸收,转运、存储机制,从分子层面解析其关键作用过程,则可从叶面吸收的角度实现农产品重金属积累的有效阻控,为保证农产品安全提供新的思路。   【方法】   本研究依据已发表文献,归纳并对比了叶片和根系对重金属的吸收、转运、区隔、积累过程及其主要机制,对比两种吸收途径下重金属的迁移、转运系数及对农产品可食部位的贡献率。   主要进展   发现植物可通过根系和叶片两种途径吸收重金属,已有研究中叶片吸收的重金属对在作物体内的可食部位的迁移和转运系数大大高于根系吸收的重金属,说明大气沉降是农产品重金属积累的重要来源。叶菜和茶叶类作物,由于其食用部位本身就是叶片,根系吸收和叶片直接吸收的大气沉降重金属都会积累在叶片中。   结论与展望   因此,未来需要加强对大气沉降的监测,并采取措施控制大气污染,源头阻断是保证农产品安全十分必要的途径。同时还需进一步探明水稻等农作物叶片吸收转运重金属的过程和重要作用机制,以及可食部位累积重金属的关键生育期。并采用分子生物学等手段控制重金属转运蛋白的合成,以及叶片细胞膜的理化性状,降低吸附重金属的活性和转运能力,为寻求有效阻控叶片吸收重金属的措施提供理论和实践指导,保证农产品的安全生产。
  • 图 1  叶片与根系对重金属的吸收、转运过程

    Figure 1.  The uptake and translocation of heavy metals through leaves and roots

    表 1  不同作物系统重金属迁移系数

    Table 1.  Transfer coefficient of heavy metals in different crop systems

    作物
    Crop
    试验方法 Experimental method污染
    Pullution
    迁移途径
    Transfer parth
    元素迁移系数 Transfer coefficient文献
    Reference
    AsCdCrCuPbZnNiHg
    葡萄 Grape田间监测 Field monitoring土-根 Soil-Root 0.050 2.600 0.110 0.550 0.010 0.950 0.250 0.210 [81]
    水稻 Rice外源添加Cd盆栽试验
    Exogenous cadmium addition pot
    experiment
    土壤污染 Adding Cd in soil土-根Soil-Root7.333[82]
    叶面污染 Adding Cd in air大气-叶Air-leaf5.915
    萝卜 Radish大气沉降暴露试验
    Air depositpot experiment
    工业区未污染土壤
    Clean soil in industrial area
    土-根 Soil-Root0.0130.8210.0040.109[12]
    大气-地上部 Air-Shoot0.0060.0240.0010.010
    工业区污染土壤
    Polluted soil in industrial area
    土-根 Soil-Root0.0270.2150.0040.084
    大气-地上部 Air-Shoot0.0110.0400.0020.026
    城区未污染土壤
    Clean soil in urban area
    土-根 Soil-Root0.0130.6930.0040.100
    大气-地上部 Air-Shoot0.0090.0520.0030.014
    城区污染土壤
    Polluted soil in urban area
    土-根 Soil-Root0.0250.2040.0040.069
    大气-地上部 Air-Shoot0.0220.1280.0080.084
    农村未污染土壤
    Clean soil in countriside
    土-根 Soil-Root0.0120.7360.0040.082
    大气-地上部 Air-Shoot0.0060.1380.0060.033
    农村污染土壤
    Polluted soil in countryside
    土-根 Soil-Root0.0250.2060.0040.070
    大气-地上部 Air-Shoot0.0200.4510.0220.137
    白菜 Chinese cabbage水培/土培大气沉降暴露试验
    Soil/hydroponic exposure trails
    工业区 Industrial area土-根 Soil-Root 0.0100.5200.020[83]
    大气-白菜 Air-Shoot0.1300.0601.670
    农业区 Agricultural area土-根 Soil-Root0.0030.3830.002
    大气-白菜 Air-Shoot0.0700.0200.270
    玉米 Maize田间监测
    Field monitoring
    距离锌矿500 m
    Distance to Zn ore 500 m
    土-根 Soil-Root0.0610.673[84]
    距锌矿700 m
    Distance to Zn ore700 m
    土-根 Soil-Root0.0750.655
    距锌矿900 m
    Distance to Zn ore 900 m
    土-根 Soil-Root0.0840.640
    距锌矿1200 m
    Distance to Zn ore 1200 m
    土-根 Soil-Root0.0630.438
    距锌矿1700 m
    Distance to Zn ore 1700 m
    土-根 Soil-Root0.0520.500
    距锌矿1900 m
    Distance to Zn ore 1900 m
    土-根 Soil-Root0.0200.300
    距锌矿2200 m
    Distance to Zn ore 2200 m
    土-根Soil-Root0.0480.392
    注(Note):迁移系数 (土-根)=重金属 (根部)/重金属 (土壤) Transfer coefficient(soil-root)=HM(root) / HM(soil);迁移系数 (大气-叶)=重金属 (叶)/重金属 (大气) Transfer coefficient(air-leave)=HM(leave) / HM(air).
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    表 2  不同作物系统重金属转运系数

    Table 2.  Translocation coefficient of heavy metals in different crop systems

    作物
    Crop
    试验处理
    Treatment
    备注
    Remark
    转运部位
    Translocation parts
    元素转运系数Translocation coefficient文献
    Reference
    AsCdCrCuPbZnNiHg
    葡萄 Grape田间监测 Field monitoring根-茎 Root-Vine 0.400 1.870 0.110 0.900 0.600 1.780 0.120 0.620 [81]
    茎-叶 Vine-Leaf1.6100.1801.2901.4603.0901.4704.6007.000
    根-果 Root-Fruit0.0140.006 < 0.001 0.0390.0060.0100.0040.033
    叶-果 Leaf-Fruit0.0300.0300.0100.0300.0100.010 < 0.001 0.010
    水稻 Rice外源添加Cd盆栽试验
    Exogenous cadmium addition
    pot experiment
    土壤污染
    Adding Cd in soil
    根-茎 Root-Stem0.220[82]
    茎-叶 Stem-Leaf0.450
    根-糙米
    Root-Brown rice
    0.026
    叶-糙米
    Leaf-Brown rice
    0.258
    叶面污染
    Spraying Cd on leaf
    根-茎 Root-Stem0.640
    茎-叶 Stem-Leaf2.210
    根-糙米
    Root-Brown rice
    0.107
    叶-糙米
    Leaf-Brown rice
    0.075
    玉米 Maize田间监测 Field monitoring距锌矿500 m Distance toZn ore 500 m根-茎 Root-Stem0.0200.160[84]
    茎-叶 Stem-Leaf19.660 5.340
    叶-玉米籽粒 Leaf-Grain0.0200.010
    距锌矿900 m Distance to Zn ore 900 m根-茎 Root-Stem0.0900.130
    茎-叶 Stem-Leaf18.210 9.170
    叶-玉米籽粒 Leaf-Grain0.0200.010
    距锌矿1200 m Distance toZn ore 1200 m根-茎 Root-Stem0.0800.060
    茎-叶 Stem-Leaf39.500 43.750
    叶-玉米籽粒 Leaf-Grain0.0100.010
    注 (Note):转运系数=重金属 (器官)/重金属 (器官),例,转运系数 (根-茎)=重金属 (茎)/重金属 (根)。Translocation coefficient = HM(organ) / HM(organ), e.g.Translocation coefficient(Root-Stem)=HM(stem) / HM(root)]
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    表 3  不同来源重金属对农作物可食部位重金属积累的贡献率 (%)

    Table 3.  Contribution rate of heavy metals in the edible parts of crops from different sources

    作物
    Crop
    监测方法
    Monitoring method
    金属来源
    Resource
    元素贡献率 Contribution rate(%)文献
    Reference
    AsCdCrCuPbZnHg
    茶叶 Tea田间监测 (化肥)
    Chemical fertilization
    大气 Air76.9939.7553.8674.1874.5234.60[85]
    农业 Agriculture23.0160.2546.1425.8225.4865.41
    茶叶 Tea田间监测 (有机肥)
    Organic manuring
    大气Air63.0545.0610.6550.0635.5824.70
    农业 Agriculture36.9554.9389.3549.9464.4175.36
    嫩茶叶 Young tea leaf田间监测 Field monitoring汽车尾气
    Vehicle exhaust
    78.92[86]
    土壤 Soil21.08
    老茶叶 Old tea leaf汽车尾气
    Vehicle exhaust
    63.81
    土壤 Soil36.19
    稻米 Rice grain田间监测 Field monitoring大气Air15.4036.70[87]
    稻米 Rice grain网室暴露盆栽试验 Exposure pot trail大气Air66.20[88]
    土壤 Soil33.80
    蔬菜 Vegetable田间监测 Field monitoring大气Air83.7033.7071.0072.80[89]
    烟叶 Tobacco leaf田间监测 Field monitoring大气Air72.9280.8273.09[9]
    青菜 Leafy vegetable田间监测 Field monitoring大气Air71.57[7]
    土壤 Soil36.67
    西兰花 Cauliflower大气Air91.53
    土壤 Soil8.47
    辣椒 Peper田间监测 Field monitoring大气Air90.00[90]
    甘薯 Sweet potato大气Air35.00
    玉米 Maize大气Air71.00
    油菜 Rapeseed大气Air85.00
    稻米 Rice grain田间监测 Field monitoring大气Air41.0046.00[91]
    稻米 Rice grain田间监测 Field monitoring大气Air33.50[92]
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  • [1] Zenk M H. Heavy metal detoxification in higher plants-a review[J]. Gene, 1996, 179(1): 0–30.
    [2] 陈学永, 张爱华. 土壤重金属污染及防治方法研究综述[J]. 污染防治技术, 2013, 26(03): 41–44. Chen X Y, Zhang A H. Review of studies on soil heavy metal pollution and its control methods[J]. Pollution Control Technology, 2013, 26(03): 41–44.
    [3] Fu Q L, Li L, Achal V, et al. Concentrations of heavy metals and arsenic in market rice grain and their potential health risks to the population of Fuzhou, China[J]. Human & Ecological Risk Assessment, 2015, 21(1–2): 117–128.
    [4] 姚黎霞, 茹巧美, 何良兴. 蔬菜重金属元素污染研究进展[J]. 现代农业科技, 2013, (22): 208–210. Yao L X, Ru Q M, He L X. Research progress of heavy metal pollution in vegetables[J]. Modern Agricultural Science and Technology, 2013, (22): 208–210. doi:  10.3969/j.issn.1007-5739.2013.22.133
    [5] 朱雪梅, 王一哲. 有色冶炼的重金属污染[J]. 中国有色金属, 2009, (19): 62–63. Zhu X M, Wang Y Z. Heavy metal pollution in non-ferrous smelting[J]. China Nonferrous Metals, 2009, (19): 62–63.
    [6] Honour S L, Bell J N B, Ashenden T W, et al. Responses of herbaceous plants to urban air pollution: effects on growth phenology and leaf surface characteristics[J]. Environmental Pollution, 2009, 157: 1279–1286. doi:  10.1016/j.envpol.2008.11.049
    [7] Pourrut B, Shahid M, Dumat C, et al. 2011. Lead uptake, toxicity, and detoxification in plants[J]. Reviews of Environmental Contamination Toxicology, 2011, 213: 113–136.
    [8] Schreck E, Dappe V, Sarret G, et al. Foliar or root exposures to smelter particles: Consequences for lead compartmentalization and speciation in plant leaves[J]. Science of the Total Environment, 2014, 476–477: 667–676.
    [9] 翟振, 张艳玲, 杨欣, 等. 大气沉降对烟叶重金属含量的影响及溯源分析[J]. 烟草科技, 2019, 52(6): 9–15. Zhai Z, Zhang Y L, Yang X, et al. Effect of atmospheric deposition on heavy metal contents in tabacco leaves and traceability analysis[J]. Tobacco Science & Technology, 2019, 52(6): 9–15.
    [10] 章明奎, 刘兆云, 周翠. 铅锌矿区附近大气沉降对蔬菜中重金属积累的影响[J]. 浙江大学学报(农业与生命科学版), 2010, 36(2): 221–229. Zhang M G, Liu Z Y, Zhou C. The effect of atmospheric deposition on heavy metal accumulation in vegetable crop near a lead-zinc mine[J]. Journal of Zhejiang University(Agriculture and Life Sciences), 2010, 36(2): 221–229.
    [11] 任乃林, 陈炜彬, 黄俊生, 等. 用植物叶片中重金属元素含量指示大气污染的研究[J]. 广东微量元素科学, 2004, 10: 41–45. Ren N L, Chen W B, Huang J S, et al. Study on air environment pollution by the content of heavy metals in leaves of plants[J]. Guangdong Trace Elements Science, 2004, 10: 41–45. doi:  10.3969/j.issn.1006-446X.2004.12.006
    [12] 王京文, 谢国雄, 章明奎. 大气沉降对萝卜地上和地下部分铅镉汞砷积累的影响[J]. 土壤通报, 2018, 49(01): 184–190. Wang J W, Xie G X, Zhang M K. Effects of atmospheric deposition on the accumulation of lead, cadmium, mercury and arsenic in aboveground and underground parts of radish[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2018, 49(01): 184–190.
    [13] 刘钢, 史正涛, 曾建军, 等. 大气降水中重金属离子特征研究[J]. 环境科学与管理, 2014, 39(11): 41–44. Liu G, Shi Z T, Zeng J J, et al. Summary of characteristics of heavy metals in atmospheric precipitation[J]. Environmental Science and Management, 2014, 39(11): 41–44. doi:  10.3969/j.issn.1673-1212.2014.11.012
    [14] Shahid M, Dumat C, Khalid S, et al. Foliar heavy metal uptake, toxicity and detoxification in plants: A comparison of foliar and root metal uptake[J]. Journal of Hazardous Materials, 2016, 325: 36–58.
    [15] Liu H L, Zhou J, Li M, et al. Study of the bioavailability of heavy metals from atmospheric deposition on the soil-pakchoi (Brassica chinensis L.) system[J]. Journal of Hazardous Materials, 2019, 362: 9–16. doi:  10.1016/j.jhazmat.2018.09.032
    [16] Liang F, Zhang G L, Tan M G, et al. Lead in children's blood is mainly caused by coal-fired ash after phasing out of leaded gasoline in Shanghai[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(12): 4760–4765.
    [17] Sun Y, Zhuang G, Zhang W, et al. Characteristics and sources of lead pollution after phasing out leaded gasoline in Beijing[J]. Atmospheric environment, 2006, 40(16): 2973–2985. doi:  10.1016/j.atmosenv.2005.12.032
    [18] 王梦梦, 原梦云, 苏德纯. 我国大气重金属干湿沉降特征及时空变化规律[J]. 中国环境科学, 2017, 37(11): 4085–4096. Wang M M, Yuan M Y, Su D C. Characteristics and spatial-temporal variation of heavy metals in atmospheric dry and wet deposition of China[J]. China Environmental Science, 2017, 37(11): 4085–4096. doi:  10.3969/j.issn.1000-6923.2017.11.010
    [19] 李燕婷, 李秀英, 肖艳, 等. 叶面肥的营养机理及应用研究进展[J]. 中国农业科学, 2009, 42(1): 162–172. Li Y T, Li X Y, Xiao Y, et al. Advances in study on mechanism of foliar nutrition and development of foliar fertilizer application[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2009, 42(1): 162–172. doi:  10.3864/j.issn.0578-1752.2009.01.020
    [20] 石辉, 王会霞, 李秧秧, 等. 女贞和珊瑚树叶片表面特征的AFM观察[J]. 生态学报, 2011, 31(5): 1471–1477. Shi H, Wang H X, Li Y Y, et al. Leaf surface microstructure of Ligustrum lucidum and viburnum odoratissimum observed by atomic force microscopy(AFM)[J]. Acta Ecologica Sinica, 2011, 31(5): 1471–1477.
    [21] 杨建昌. 水稻根系形态生理与产量、品质形成及养分吸收利用的关系[J]. 中国农业科学, 2011, 44(1): 36–46. Yang J C. Relationships of rice root morphology and physiology with the formation of grain yield and quality and the nutrient absorption and utilization[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2011, 44(1): 36–46. doi:  10.3864/j.issn.0578-1752.2011.01.005
    [22] Säumel I, Kotsyuk I, Hölscher M, et al. How healthy is urban horticulture in high traffic areas? Trace metal concentrations in vegetable crops from plantings within inner city neighbourhoods in Berlin[J]. Environmental Pollution, 2012, 165: 124–132. doi:  10.1016/j.envpol.2012.02.019
    [23] Kinnersley R P, Scott L K. Aerial contamination of fruit through wet deposition and particulate dry deposition[J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2001, 52(2–3): 191–213. doi:  10.1016/S0265-931X(00)00033-3
    [24] Gajbhiye T, Pandey S, Kim K H, et al. Airborne foliar transfer of PM bound heavy metals in Cassia siamea: A less common route of heavy metal accumulation[J]. The Science of the Total Environment, 2016, 573: 123–130. doi:  10.1016/j.scitotenv.2016.08.099
    [25] Eichert T, Kurtz A, Steiner U, et al. Size exclusion limits and lateral heterogeneity of the stomatal foliar uptake pathway for aqueous solutes and water-suspended nanoparticles[J]. Physiologia Plantarum, 2008, 134(1): 151–160. doi:  10.1111/j.1399-3054.2008.01135.x
    [26] Birbaum K, Brogioli R, Schellenberg M, et al. No evidence for cerium dioxide nanoparticle translocation in maize plants[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44: 8718–8723.
    [27] Larue C, Hiram C M, Sobanska S. Fate of pristine TiO2 nanoparticles and aged paintcontainingTiO2 nanoparticles in lettuce crop after foliar exposure[J]. Journal of Hazardous Materials, 2014, 273: 17–26. doi:  10.1016/j.jhazmat.2014.03.014
    [28] Schnherr J. Characterization of aqueous pores in plant cuticles and permeation of ionic solutes[J]. Journal of Experimental Botany, 2006, 57(11): 2471–2491. doi:  10.1093/jxb/erj217
    [29] Nair R, Varghese S H, Nair B G, et al. Nanoparticulate material delivery to plants[J]. Plant Science, 2010, 179(3): 154–163. doi:  10.1016/j.plantsci.2010.04.012
    [30] Fan J M, Dai W, Wang Y Y, et al. Seasonal disparities in airborne lead (Pb) and associated foliar uptake by ryegrass (Lolium perenne L.): A Pbisotopic approach[J]. Science of the Total Environment, 2020, 708: 134734. doi:  10.1016/j.scitotenv.2019.134734
    [31] Chamel A, Pineri M, Escoubes M. Quantitative determination of water sorption byplant cuticles[J]. Plant, Cell & Environment, 1991, 14: 87–95.
    [32] Lee P K, Choi B Y, Kang M J. Assessment of mobility and bio-availability of heavy metals in dry depositions of Asian dust and implications for environmental risk[J]. Chemosphere, 2015, 119: 1411–1421. doi:  10.1016/j.chemosphere.2014.10.028
    [33] Wei S, Anders I, Feller U. Selective uptake, distribution, and redistribution of (109)Cd, (57)Co, (65)Zn, (63)Ni, and (134)Cs via xylem and phloem in the heavy metal hyperaccumulator Solanum nigrum L.[J]. Environmental Science & Pollution Research, 2014, 21(12): 7624–7630.
    [34] Salt D E, Prince R C, Pickering I J, et al. Mechanisms of cadmium mobility and accumulation in Indian Mustard[J]. Plant Physiology, 1995, 109(4): 1427–1433. doi:  10.1104/pp.109.4.1427
    [35] Turna J, Skalicky M, Tumova L, et al. Translocation of nickel in avena sativa: the effect of accompanying mobile anions[J]. Fresenius Environmental Bulletin, 2011, 19(12): 2974–2980.
    [36] Sheng Y, Yu L Y, Shen Y, et al. Distribution characteristics of phenanthrene in wheat, soybean and maize leaves[J]. Polycyclic Aromatic Compounds, 2020, 1-14: 1563–5333.
    [37] Dollard G J. Glasshouse experiments on the uptake of foliar applied lead, Environmental Pollution[J]. Ecological and Biological, 1986, 40: 109–119.
    [38] Fu X, Dou C, Chen Y, et al. Subcellular distribution and chemical forms of cadmium in Phytolacca americana L.[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 186(1): 103–107. doi:  10.1016/j.jhazmat.2010.10.122
    [39] Lu H, Li Z, Wu J, et al. Influences of calcium silicate on chemical forms and subcellular distribution of cadmium in Amaranthus hypochondriacus L.[J]. Scientific Reports, 2017, 7: 40583. doi:  10.1038/srep40583
    [40] Yang J Y, Chen X, Lu W C, et al. Reducing Cd accumulation in rice grain with foliar application of glycerol and its mechanisms of Cd transport inhibition[J]. Chemosphere, 2020, 258: 127135. doi:  10.1016/j.chemosphere.2020.127135
    [41] Beckett K P, Freer-Smith P, Taylor G. Particulate pollution capture by urban trees: effect of species and wind speed[J]. Global Change Biology, 2000, 6: 995–1003. doi:  10.1046/j.1365-2486.2000.00376.x
    [42] Grazia A, Isacco B, Rosario M. Leaf morphological plasticity and stomatal conductance in three Populus alba L. genotypes subjected to salt stress[J]. Environmental and Experimental Botany, 2009, 66: 381–388. doi:  10.1016/j.envexpbot.2009.04.008
    [43] Ataabadi M, Hoodaji M, Najafifi P. Biomonitoring of some heavy metal contaminations from a steel plant by above ground plants tissue[J]. African Journal of Biotechnology, 2011, 10: 4127–4132.
    [44] 环境保护部. 环境保护部和国土资源部发布全国土壤污染状况调查公报[Z]. http://www.mee.gov.cn/gkml/sthjbgw/qt/201404/t20140417_270670.htm, 2014-04-17.

    The Ministry of Environmental Protection. The ministry of environmental protection and the ministry of land and resources issued a communique on the investigation of soil pollution across the country[Z]. http://www.mee.gov.cn/gkml/sthjbgw/qt/201404/t20140417_270670.htm, 2014-04-17.
    [45] 尚二萍, 许尔琪, 张红旗, 等. 中国粮食主产区耕地土壤重金属时空变化与污染源分析[J]. 环境科学, 2018, 39(10): 4670–4683. Shang E P, Xu E Q, Zhang H Q, et al. Spatial-temporal trends and pollution source analysis for heavy metal contamination of cultivated soils in five major grain producing region of China[J]. Environmental Science, 2018, 39(10): 4670–4683.
    [46] 吕小王. 植物对土壤中重金属的吸收效应研究[D]. 南京: 南京理工大学硕士学位论文, 2004.

    LV X W. Study on the law of plants absorbing heavy metals in the soil[D]. Nanjing: MS Thesis of Nanjing Agricultural University, 2004.
    [47] Cutler J M, Rains D W. Characterization of cadmium uptake by plant tissue[J]. Plant Physiology, 1974, 54(1): 67–71. doi:  10.1104/pp.54.1.67
    [48] Verbruggen N, Hermans C, Schat H. Mechanisms to cope with arsenic or cadmium excess in plants[J]. Current Opinion in Plant Biology, 2009, 12(3): 364–372. doi:  10.1016/j.pbi.2009.05.001
    [49] Sasaki A, Yamaji N, Yokosho K, et al. Nramp5 is a major transporter responsible for manganese and cadmium uptake in rice[J]. Plant Cell, 2012, 24(5): 2155–2167. doi:  10.1105/tpc.112.096925
    [50] Lux, Alexander, Martinka, et al. Root responses to cadmium in the rhizosphere: a review[J]. Journal of Experimental Botany, 2011, 62(1): 21–37. doi:  10.1093/jxb/erq281
    [51] 邹素敏. 不同镉积累型叶用芥菜品种镉吸收与转运生理机制研究[D]. 武汉: 华中农业大学硕士学位论文, 2017.

    Zou S M. Cadmium uptake and transport mechanism of leaf mustard cultivars with different cadmium accumulation[D]. Wuhan: MS Thesis of Huazhong Agriculture University, 2017.
    [52] Küpper H, Kochian L V. Transcriptional regulation of metal transport genes and mineral nutrition during acclimatization to cadmium and zinc in the Cd/Zn hyperaccumulator, Thlaspi caerulescens (Ganges population)[J]. New Phytologist, 2010, 185(1): 114–129. doi:  10.1111/j.1469-8137.2009.03051.x
    [53] Li H, Luo N, Li Y W, et al. Cadmium in rice: Transport mechanisms, influencing factors, and minimizing measures[J]. Environmental Pollution, 2017, 224(5): 622–630.
    [54] Bravin M N, Travassac F, Le Floch M, Hinsinger P, Garnier J M. Oxygen input controls the spatial and temporal dynamics of arsenic at the surface of a flooded paddy soil and in the rhizosphere of lowland rice (Oryza sativa L.): a microcosm study[J]. Plant and Soil, 2008, 312(1–2): 207–218. doi:  10.1007/s11104-007-9532-x
    [55] Valérie P, Regula M B, Feller U. Regulation of shoot growth, root development and manganese allocation in wheat (Triticum aestivum) genotypes by light intensity[J]. Plant Growth Regulation, 2012, 67(3): 209–215. doi:  10.1007/s10725-012-9679-1
    [56] Richau K H, Kozhevnikova A D, Seregin I V, et al. Chelation by Histidine Inhibits the Vacuolar Sequestration of Nickel in Roots of the Hyperaccumulator Thlaspi caerulescens[J]. New Phytologist, 2009, 183(1): 106–116. doi:  10.1111/j.1469-8137.2009.02826.x
    [57] 段德超, 于明革, 施积炎. 植物对铅的吸收、转运、累积和解毒机制研究进展[J]. 应用生态学报, 2014, 25(01): 287–296. Duan D C, Yu M G, Shi J Y. Research advances in uptake, translocation, accumulation and detoxification of Pb in plants[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2014, 25(01): 287–296.
    [58] Zeng F, Ali S, Zhang H, et al. The influence of pH and organic matter content in paddy soil on heavy metal availability and their uptake by rice plants[J]. Environmental Pollution, 2011, 159(1): 84–91. doi:  10.1016/j.envpol.2010.09.019
    [59] Yu H Y, Liu C P Zhu J S, et al. Cadmium availability in rice paddy fields from a mining area: The effects of soil properties highlighting iron fractions and pH value[J]. Environmental Pollution, 2016, 209: 38–45. doi:  10.1016/j.envpol.2015.11.021
    [60] Ying S, Wang X M, Liu C F, et al. Variation in cadmium accumulation and translocation among peanut cultivars as affected by iron deficiency[J]. Plant and Soil, 2012, 363(1–2): 201–213.
    [61] Xu W, Li Y, He J, et al. Cd uptake in rice cultivars treated with organic acids and EDTA[J]. Journal of Environmental Sciences, 2010, (03): 125–131.
    [62] 宋正国, 徐明岗, 丁永祯, 等. 共存阳离子(Ca、Zn、K)对土壤镉有效性的影响[J]. 农业环境科学学报, 2009, 28(03): 485–489. Song Z G, Xu M G, Ding Y Z, et al. Effect of coexistence cations (Ca, Zn, K) on cadmium bioavailability in lateritic red soils[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2009, 28(03): 485–489. doi:  10.3321/j.issn:1672-2043.2009.03.012
    [63] 刘平, 徐明岗, 宋正国. 伴随阴离子对土壤中铅和镉吸附-解吸的影响[J]. 农业环境科学学报, 2007, 26(1): 252–256. Liu P, Xu M G, Song Z G. Effects of accompanying anions on adsorption-desorption of Pb and Cd by two typical soils of china[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2007, 26(1): 252–256. doi:  10.3321/j.issn:1672-2043.2007.01.049
    [64] 衣纯真, 付桂平, 张福锁, 等. 施用钾肥(KCl)的土壤对作物吸收累积镉的影响[J]. 中国农业大学学报, 1996, (5): 79–84. Yi C Z, Fu G P, Zhang F S, et al. Effects of potassium fertilizer (KCl) on the uptake and accumulation of cadmium in crops[J]. Journal of China Agricultural University, 1996, (5): 79–84.
    [65] 茹淑华, 张国印, 龚春梅, 等. 铜、锌、铅和镉复合污染对番茄生长和重金属累积规律的影响[J]. 华北农学报, 2013, 28(S1): 371–375. Ru S H, Zhang G Y, Gong C M, et al. Effects of combined pollution of Cu, Zn, Pb and Cd on growth of tomato and heavy metal accumulation regularity[J]. Acta Agriculturae Boreali-Sinica, 2013, 28(S1): 371–375. doi:  10.7668/hbnxb.2013.S1.070
    [66] Seregin I V, Ivanov V B. Physiological Aspects of Cadmium and Lead Toxic Effects on Higher Plants[J]. Russian Journal of Plant Physiology, 2001, 48(4): 523–544. doi:  10.1023/A:1016719901147
    [67] Sæbø A, Popek R, Nawrot B, et al. Plant species differences in particulate matter accumulation on leaf surfaces[J]. Science of the Total Environment, 2012, 427-428: 347–354. doi:  10.1016/j.scitotenv.2012.03.084
    [68] Lux A, Martinka M, Marek Vaculík, et al. Root responses to cadmium in the rhizosphere: a review[J]. Journal of Experimental Botany, 2011, 62(1): 21–37. doi:  10.1093/jxb/erq281
    [69] Barberon M, Martinus J E, Bellis D D, et al. Adaptation of root function by nutrient-induced plasticity of endodermal differentiation[J]. Cell, 2016, 164(3): 447–459. doi:  10.1016/j.cell.2015.12.021
    [70] Ishikawa S, Ishimaru Y, Igura M, et al. Ion-beam irradiation, gene identification, and marker-assisted breeding in the development of low-cadmium rice[J]. Proceedings of the National Academyof Sciences, 2012, 109(47): 19166–19171. doi:  10.1073/pnas.1211132109
    [71] Schreck E, Foucault Y, Sarret G, et al. Metal and metalloid foliar uptake by various plant species exposed to atmospheric industrial fallout: Mechanisms involved for lead[J]. Science of the Total Environment, 2012, 427-428: 253–262. doi:  10.1016/j.scitotenv.2012.03.051
    [72] 范佳明. 大气颗粒物中铅的污染特征及其在植物叶片中的迁移累积[D]. 杭州: 浙江大学硕士学位论文, 2019.

    Fang J M. Characteristics of lead pollution in atmospheric particulate matters and its migration and accumulation in plant leaves[D]. Hangzhou: MS Thesis of Zhejiang University, 2019.
    [73] Andersen T G, Barberon M, Geldner N. Suberization—the second life of an endodermal cell[J]. Current Opinion in Plant Biology, 2015, 28: 9–15. doi:  10.1016/j.pbi.2015.08.004
    [74] Barberon M, Geldner N. Radial Transport of Nutrients: The Plant Root as a Polarized Epithelium[J]. Plant Physiology, 2014, 166(2): 528–537. doi:  10.1104/pp.114.246124
    [75] Shahid M, Dumat C, Khalid S, et al. Cadmium bioavailability, uptake, toxicity and detoxification in soil-plant system[J]. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 2016, 241: 73–137.
    [76] Sarret G, Smits E, Michel H C, et al. Use of synchrotronbased techniques to elucidate metal uptake and metabolism in plants[J]. Advance in Agronomy, 2013, 119: 1–82.
    [77] Ahmad I, Javed M, Asghar H N, et al. Differential effects of plant growth promoting rhizobacteria on maize growth and cadmium uptake[J]. Journal of Plant Growth Regulation, 2016, 35: 303–315. doi:  10.1007/s00344-015-9534-5
    [78] Arias J A, Peralta-Videa, Ellzey J T, et al. Effects of Glomus deserticola inoculation on Prosopis: Enhancing chromium and lead uptake and translocation as confirmed by X-ray mapping, ICP-OES and TEM techniques[J]. Environmental and Experimental Botany, 2010, 68: 139–148. doi:  10.1016/j.envexpbot.2009.08.009
    [79] Kopittke P M, Asher C J, Blamey F, et al. Toxic effects of Pb2+ on the growth and mineral nutrition of signal grass (Brachiaria decumbens) and Rhodes grass (Chloris gayana)[J]. Plant and Soil, 2007, 300: 127–136. doi:  10.1007/s11104-007-9395-1
    [80] Colle C, Madoz-Escande C, Leclerc E. Foliar transfer into the biosphere: review of translocation factors to cereal grains[J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2009, 100: 683–689. doi:  10.1016/j.jenvrad.2008.10.002
    [81] 庞荣丽, 王书言, 王瑞萍, 等. 重金属在土壤-葡萄体系中的富集和迁移规律[J]. 生态与农村环境学报, 2019, 35(04): 515–521. Pang R L, Wang S Y, Wang R P, et al. Study on the enrichment and migration characteristics of heavy metals in soil-Grapevine system[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2019, 35(04): 515–521.
    [82] 龙思斯, 宋正国, 雷鸣, 等. 不同外源镉对水稻生长和富集镉的影响研究[J]. 农业环境科学学报, 2016, 35(03): 419–424. Long S S, Song Z G, Lei M, et al. Growth and Cd accumulation of rice (Oryza sativa L.) grown in soils amended with Cd from different pollution sources[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35(03): 419–424.
    [83] 孙洪欣, 赵纪舒, 付洁, 等. 大气颗粒物对水芹和白菜可食部位铅镉砷累积的影响[J]. 环境科学学报, 2017, 37(09): 3568–3575. Sun H X, Zhao J S, Fu J, et al. Effects of atmospheric particulate matters on accumulation of Pb, Cd, As in edible parts of cress and cabbage[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2017, 37(09): 3568–3575.
    [84] Bi X, Feng X, Yang Y, et al. Allocation and source attribution of lead and cadmium in maize (Zea mays L.) impacted by smelting emissions[J]. Environmental Pollution, 2009, 157(3): 834–839. doi:  10.1016/j.envpol.2008.11.013
    [85] 麻万诸, 章明奎. 浙江省典型茶园生态系统中重金属流及其平衡分析[J]. 茶叶科学, 2011, 31(4): 362–370. Ma W Z, Zhang M K. Flows and mass balance of heavy metals in typical tea ecological systems in Zhejiang province, China[J]. Journal of Tea Science, 2011, 31(4): 362–370. doi:  10.3969/j.issn.1000-369X.2011.04.013
    [86] 江嵩鹤. 安溪茶园土壤—茶叶系统中重金属分布特征与同位素示踪研究[D]. 厦门: 华侨大学硕士学位论文, 2016.

    Jiang S H. Distribution characteristics of heavy metals and isotope tracing in the soil-tea system of tea garden in Anxi[D]. Xiamen: MS Thesis of Huaqiao University, 2016.
    [87] 唐盛爽, 蒋凯, 黄敬, 等. 湘乡市某地区土壤—水稻系统镉平衡源解析[J]. 水土保持学报, 2020, 34(2): 365–371. Tang C S, Jiang K, Huang J, et al. Analysis of cadmium balance source in soil-rice system in a certain area of Xiangxiang city[J]. Journal of Soil and Water Conservation,, 2020, 34(2): 365–371.
    [88] 方靖. 大气细颗粒物中铅的污染水平以及其在水稻中的累积[D]. 杭州: 浙江大学硕士学位论文, 2018.

    Fang J. The concentration of lead in aerosols and its accumulation in rice[J]. Hangzhou: MS Thesis of Zhejiang University, 2018.
    [89] 程珂, 杨新萍, 赵方杰. 大气沉降及土壤扬尘对天津城郊蔬菜重金属含量的影响[J]. 农业环境科学学报, 2015, 34(10): 1837–1845. Cheng K, Yang X P, Zhang F J. Effects of atmospheric and dust deposition on content of heavy metals in vegetables in suburbs of Tianjin[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2015, 34(10): 1837–1845. doi:  10.11654/jaes.2015.10.001
    [90] Li F L, Liu C Q, Yang Y G, et al. Natural and anthropogenic lead in soils and vegetables around Guiyang city, southwest China: A Pb isotopic approach[J]. Science of the Total Environment, 2012, 431: 339–347. doi:  10.1016/j.scitotenv.2012.05.040
    [91] Feng J, Wang Y, Zhao J, et al. Source attributions of heavy metals in rice plant along highway in Eastern China[J]. Journal of Environmental Sciences, 2011, (07): 106–112.
    [92] Wang C, Wang J H, Yang Z F, et al. Characteristics of lead geochemistry and the mobility of Pb isotopes in the system of pedogenic rock-pedosphere-irrigated river water-cereal-atmosphere from the Yangtze River delta region, China[J]. Chemosphere, 2013, 93(9): 1927–1935. doi:  10.1016/j.chemosphere.2013.06.073
    [93] Liu C, Li F, Luo C, et al. Foliar application of two silica sols reduced cadmium accumulation in rice grains[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 161(2–3): 1466–1472. doi:  10.1016/j.jhazmat.2008.04.116
    [94] 赵颖, 李军. 硅对水稻吸收镉的影响[J]. 东北农业大学学报, 2010, 41(3): 59–64. Zhao Y, Li J. Effect of silicon on cadmium uptake by rice[J]. Journal of Northeast Agricultural University, 2010, 41(3): 59–64. doi:  10.3969/j.issn.1005-9369.2010.03.013
    [95] 邓思涵, 龙九妹, 陈聪颖, 等. 叶面肥阻控水稻富集镉的研究进展[J]. 中国农学通报, 2012, 38(4): 449–458. Deng S H, Long J M, Chen C Y, et al. Foliar fertilizers mitigate cadmium accumulation in rice: A review[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2012, 38(4): 449–458.
    [96] 何冰, 陈小勤, 辛子兵, 等. 不同生长调节物质对水稻生长及镉积累的影响[J]. 生态学报, 2016, 36(21): 6863–6871. He B, Chen X Q, Xin Z B, et al. Effects of four plant growth regulators on growth and cadmium accumulation in rice[J]. Acta Ecologica Sinica, 2016, 36(21): 6863–6871.
    [97] 钱海胜, 陈亚华, 王桂萍, 等. 镉在不结球白菜中的积累及外源脱落酸对镉积累的影响[J]. 南京农业大学学报, 2008, 4: 61–65. Qian H S, Chen Y H, Wang G P, et al. Cadmium accumulation and effect of exogenous abscisic acid on cadmium accumulation in cadmium treated Brassica campestris ssp. chinensis L.[J]. Journal of Nanjing Agricultural University, 2008, 4: 61–65.
    [98] Wang M, Duan S, Zhou Z, et al. Foliar spraying of melatonin confers cadmium tolerance in Nicotiana tabacum L.[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2019, 170: 68–76. doi:  10.1016/j.ecoenv.2018.11.127
    [99] Wang Y M, Yang R X, Zheng J Y, et al. Exogenous foliar application of fulvic acid alleviate cadmium toxicity in lettuce (Lactuca sativa L.)[J]. Ecotoxicology & Environmental Safety, 2018, 167: 10–19.
    [100] Yang J Y, Chen X, Lu W C, et al. Reducing Cd accumulation in rice grain with foliar application of glycerol and its mechanisms of Cd transport inhibition[J]. Chemosphere, 2020, 258: 127135. doi:  10.1016/j.chemosphere.2020.127135
  • [1] 尹晓明王荣江徐潇潇曹云 . 猪粪堆肥过程中养分和重金属含量的动态变化. 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.18044
    [2] 胡红青黄益宗黄巧云刘永红胡超 . 农田土壤重金属污染化学钝化修复研究进展. 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.17299
    [3] 黄绍文唐继伟李春花 . 不同栽培方式菜田耕层土壤重金属状况. 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.14590
    [4] 闫湘王旭李秀英于兆国 . 我国水溶肥料中重金属含量、 来源及安全现状. 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.14443
    [5] 李超韦还和许俊伟王子杰许轲张洪程戴其根霍中洋魏海燕郭保卫 . 甬优系列籼粳杂交稻氮素积累与转运特征. 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.15355
    [6] 刘思辰王莉玮李希希陈玉成付茂梅 . 沼液灌溉中的重金属潜在风险评估. 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.2014.0622
    [7] 王美李书田* . 肥料重金属含量状况及施肥对土壤和作物重金属富集的影响. 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.2014.0224
    [8] 龚金龙邢志鹏胡雅杰张洪程*戴其根霍中洋许轲魏海燕高辉 . 籼、粳超级稻氮素吸收利用与转运差异研究. 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.2014.0402
    [9] 赵玉霞李娜王文岩李雪芳周芳王林权* . 施用硫肥对陕西关中地区冬小麦氮、硫吸收与转运及产量的影响. 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.2013.0605
    [10] 杨恒山张玉芹徐寿军李国红高聚林王志刚 . 超高产春玉米干物质及养分积累与转运特征. 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.2012.11296
    [11] 马冬云郭天财岳艳军宋晓朱云集王晨阳王永华 . 不同时期追氮对冬小麦植株氮素积累及转运特性的影响 . 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.2009.0203
    [12] 韩美清王路光郭平毅张国印武雪萍 . 重金属污染土壤中菠菜对铅吸收和累积规律的研究 . 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.2009.0437
    [13] 李文娟何萍金继运 . 钾素营养对玉米生育后期干物质和养分积累与转运的影响 . 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.2009.0410
    [14] 沈学善朱云集*郭天财李国强屈会娟 . 施硫对两种品质类型小麦光合物质积累与转运的影响 . 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.2008.0103
    [15] 李冰王昌全代天飞李焕秀杨娟 . 水稻子实对不同形态重金属的累积差异及其影响因素分析. 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.2007.0411
    [16] 邱临静周春菊李生秀薛亮王虎王林权 . 不同栽培模式和施肥方法对旱地冬小麦氮素吸收运转的影响. 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.2007.0301
    [17] 张桂山贾小明马晓航钱忠史春余张夫道 . 山东棕壤重金属污染土壤酶活性的预警研究. 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.2004.0310
    [18] 林琦陈英旭陈怀满郑春荣 . 根系分泌物与重金属的化学行为研究. 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.2003.0409
    [19] 金燕李艳霞陈同斌刘树庆 . 污泥及其复合肥对蔬菜产量及重金属积累的影响. 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.2002.0306
    [20] 杨肖娥龙新宪倪吾钟 . 超积累植物吸收重金属的生理及分子机制. 植物营养与肥料学报, doi: 10.11674/zwyf.2002.0102
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  • 收稿日期:  2020-06-04

农作物叶片对大气沉降重金属的吸收转运和积累机制

    作者简介:朱臻 E-mail: zhuzhen_pearl@126.com
    通讯作者: 彭建伟, jwpngpd@sina.com
    通讯作者: 黄颖, huangying@hunau.edu.cn
  • 1. 湖南农业大学资源环境学院/土壤肥料资源高效利用国家工程实验室,湖南长沙 410128
  • 2. 中国农业科学院农业资源与农业区划研究所/农业农村部植物营养与肥料重点实验室,北京 100081
  • 3. 浙江大学环境与资源学院/环境修复与生态健康教育部重点实验室,浙江杭州 310058
  • 基金项目: 国家重点研发计划课题 (2017YFD200703-3);湖南省教育厅优秀青年基金项目 (湘教通﹝2019﹞353号)
  • 摘要:    【目的】   近年来,农产品的重金属超标问题已经引起了公众的广泛关注,也是国内外学者研究的热点。要实现农产品重金属污染的有效防控,首先需要解决的就是重金属来源问题。目前已有的研究大多集中在根系对土壤中重金属的吸收机制研究,且已基本探明作物根系对重金属的吸收转运机制,包括根际离子的活化,根细胞的吸附和扩散、跨膜运输,根皮层细胞的横向运输,中柱的薄壁细胞到木质部导管的装载,木质部向地上部的转运等一系列过程。但大气沉降对农产品重金属积累的贡献及叶片的吸收、转运、积累机制尚不清楚。若能深入研究农作物叶片对重金属的吸收,转运、存储机制,从分子层面解析其关键作用过程,则可从叶面吸收的角度实现农产品重金属积累的有效阻控,为保证农产品安全提供新的思路。   【方法】   本研究依据已发表文献,归纳并对比了叶片和根系对重金属的吸收、转运、区隔、积累过程及其主要机制,对比两种吸收途径下重金属的迁移、转运系数及对农产品可食部位的贡献率。   主要进展   发现植物可通过根系和叶片两种途径吸收重金属,已有研究中叶片吸收的重金属对在作物体内的可食部位的迁移和转运系数大大高于根系吸收的重金属,说明大气沉降是农产品重金属积累的重要来源。叶菜和茶叶类作物,由于其食用部位本身就是叶片,根系吸收和叶片直接吸收的大气沉降重金属都会积累在叶片中。   结论与展望   因此,未来需要加强对大气沉降的监测,并采取措施控制大气污染,源头阻断是保证农产品安全十分必要的途径。同时还需进一步探明水稻等农作物叶片吸收转运重金属的过程和重要作用机制,以及可食部位累积重金属的关键生育期。并采用分子生物学等手段控制重金属转运蛋白的合成,以及叶片细胞膜的理化性状,降低吸附重金属的活性和转运能力,为寻求有效阻控叶片吸收重金属的措施提供理论和实践指导,保证农产品的安全生产。

    English Abstract

    • 近年来,由于工业化、城市化和精准农业的快速发展,环境污染导致的农产品安全问题引起了广泛关注,尤其以重金属污染问题最为突出。重金属是指密度大于4.5 g/cm3的金属元素[1],大部分的重金属如铅 (Pb)、镉 (Cd)、汞 (Hg)、砷 (As) 等都是人体非必需的微量元素,过量积累会对人体健康造成严重危害[2]。例如:汞及其化合物会损害人的中枢神经系统和消化系统,对人体造成不可逆的伤害;铅的过度摄入会使人的大脑中枢及周围的神经系统受到损伤,导致头痛、失眠、记忆力衰退;过量的镉会使人的肝、肺和肾功能受损,严重影响居民的身体健康[3-4]。环境中的重金属可通过呼吸、皮肤接触、食用等途径进入人体,而其中由食物链的摄入是最主要方式[5]。因此,近些年来,出现“镉大米”、“重金属污染蔬菜”事件,农产品的重金属污染问题成为了影响国计民生的大事。那么,农产品中重金属到底是从哪里来的呢?众多研究表明,农作物中重金属的积累主要由根系从土壤中吸收,然后转运到可食部位,且已基本探明了根系对土壤中重金属的吸收、转运、区隔、积累机制[6-7]。但除根系外,植物的地上部器官如叶子、果实和花朵等也能有效地与外界进行物质交换,作物不仅可以通过根系吸收重金属,也可以通过叶片吸收重金属[8]。我国大气沉降中重金属含量水平较高,且活性比土壤中的重金属更高,更易于为植物富集,在一些地区已成为农产品重金属积累的一个重要来源[9]。章明奎等[10]通过大气沉降暴露对比试验发现,露天条件下生长的大白菜地上部镉含量较覆膜条件下高153%。工业区或矿区附近的农产品中重金属含量较其它地区更高,且叶菜类比根茎类和果实类蔬菜更易积累重金属[11]。王京文等[12]进行的露天和室内盆栽模拟试验结果显示,大气沉降会显著影响萝卜地上部的铅、镉、汞、砷积累量。大气沉降中重金属含量相对较高的情况下,大气沉降对农作物重金属积累的贡献更是不可忽视。因此,我们总结了现有植物叶片对大气沉降中重金属的吸收、转运机制的研究,定量分析了根系和叶片吸收对农作物可食部位的贡献,为充分认识大气沉降对农产品重金属安全的影响,寻求有效阻控叶片吸收重金属的措施提供理论和实践指导,为保证农产品安全生产提供技术支撑。

      • 重金属可以通过煤等化石燃料的燃烧、道路交通排放、工业烟气粉尘的排放、金属冶炼、木材和秸秆燃烧等途径进入到空气中并吸附于大气颗粒物上[13]。在美国、欧洲和日本,城市大气中镉的浓度分别为6~360 ng/m3、2~360 ng/m3和10~360 ng/m3[14]。据统计,2012年我国由于人为活动向大气排放的铜、铅和镉分别约为9547、14397和527 t[15]。同时有监测结果表明,上海市总悬浮颗粒物中Pb的平均浓度为200 ng/m3[16],北京PM2.5中Pb含量约有100~300 ng/m3[17]。近20年来我国大气降尘中Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、As、Ni、Hg的均值含量均超过《土壤环境质量标准》(GB15618—1995) 一级标准的标准值,标准值超标倍数为3.0、7.4、7.9、1.1、16.5、1.5、1.2、2.3倍,我国降雨中Pb、Hg含量的均值均超过我国地表水I类标准[18]。因此,生长在大气污染区域的作物叶片暴露于不同重金属的风险较高,存在农产品质量安全问题。

      • 植物叶片由表皮、叶肉和叶脉3个部分组成,表皮又分为上表皮和下表皮,叶片最外层的壁上覆盖有蜡质层和角质层[19]。植物叶片表面存在大量的沟状、孔状峰谷区域和凹陷,使叶面粗糙度较高,有利于颗粒物的滞留[20]。植物叶片的正反两面均有气孔控制着植物的呼吸作用和蒸腾作用,营养物质和其他物质也可以通过气孔进入叶肉细胞中[21]。Schreck等[22]提出,植物叶片吸收重金属主要有两种途径,一是通过气孔渗透,二是通过角质层吸附。重金属在植物叶片上的吸附可以分为物理、化学和生物吸附。物理吸附是指由于植物叶片特殊的物理特性使得植物叶片能够捕获其表面的重金属,化学和生物吸附是指植物叶片角质层对重金属的滞留或沉积[23]。重金属通过气孔进入植物叶片的过程主要取决于气孔和大气颗粒物的大小。例如:Gajbhuye等[24]采集了决明子的成熟叶片进行扫描电镜分析 (SEM-EDX),结果观测到细颗粒物 (1~2 µm) 直接覆盖在气孔和保卫细胞上,而气孔的直径明显大于覆盖其上的颗粒物,因此,细颗粒物上结合的重金属完全可以直接通过气孔渗透到叶组织内。Eichert等[25]研究表明小尺寸的Cu颗粒 (43 nm) 可以通过气孔渗透进入蚕豆叶片,而大尺寸的Cu颗粒 (1.1 µm) 不能通过气孔进入叶片。此外,角质层的渗透性和重金属的化学性质也对植物叶片对重金属的吸收有重要的影响。Birbaum等[26]研究表明,细微颗粒可以直接渗透到叶子内部,而大颗粒则被粘附在表面蜡质层上,蜡质层的亲水特性可使可溶性化合物直接与表皮层相互作用,进而被叶片吸收,而难溶的化合物则难以被叶片吸收。Larue等[27]认为叶片对重金属的吸收分为脂溶性通道和水溶性通道两种途径。亲水性物质可以通过表皮的气孔和水孔进入表皮,而亲脂物质则吸附在蜡质层上通过角质层扩散进入表皮。离子浓度差是影响角质层水溶性通道内扩散的关键,相对湿度、颗粒物溶解性、吸湿性、角质层含量等对水溶性通道的扩散也有重要影响[28]。Nair等[29]认为角质层成熟度是影响脂溶性通道重金属渗透的重要因素。Fan等[30]研究认为通过对比植物叶片中Pb的同位素比值与气溶胶中Pb的同位素比值数据,可以有效识别出叶片吸收Pb的亲水途径或者是气孔扩散和蜡层固定途径的主导过程。Chamel等[31]进一步将重金属通过叶片角质层的渗透过程分为四个步骤:1) 粘附在角质层上;2) 渗透穿过角质层,通过内吞作用,借助角质层的分子间隙进入角化层;3) 在质外体中解吸;4) 通过果胶等物质进入表皮细胞。目前对叶片吸收重金属机制的研究,都证明了大气沉降中的细颗粒吸附的重金属有多种渠道侵入叶片内部,进而在作物体内运转和积累。

      • 重金属渗透进入叶片后类似光合产物,可以通过韧皮部维管系统在植物体内进行长距离运输[32]。这一过程不仅受到植物的生化反应和代谢过程的影响,重金属的化学形态和性质也对其运输过程有重要影响。Wei等[33]研究表明,Zn和Co具有良好的流动性,可以通过韧皮部运输和再分配进入幼叶中。Salt等[34]研究证实了Cd会优先积累在芥菜和球茎白菜幼叶表面的毛状体中。Tuma等[35]发现Ni可以与有机物结合,然后在韧皮部中运输。Sheng等[36]发现Pb在表皮和叶脉中的含量要远高于周围细胞和叶肉细胞,说明Pb向叶肉细胞的转运是有限的。Dollard等[37]报道,较为稳定的重金属元素铅多会以磷酸盐的形式沉淀,因此,叶片吸收的铅极少转运到菜豆种子和豆荚中。此外,金属与细胞壁上离子位点的结合也可能限制它们在植物叶片内的转运。有很多研究表明,水稻中大部分的Cd以可溶态固定在茎和旗叶的细胞壁上,细胞器组分中只有微量的Cd[38-39]。因此,具有不同的亚细胞结构的植物会以不同的方式对Cd毒害进行解毒,细胞壁是保护原生质体不受Cd毒害的第一道屏障。Cd被叶片吸收后,节间维管的定向运输和旗叶转运是Cd在水稻籽粒中积累的主要途径。在水稻灌浆期,节点转运对Cd在籽粒中的积累起重要作用,扬花后水稻植株的旗叶、穗颈、穗轴和其他部分中的Cd将被重新激活并转运到籽粒中[40]

      • 重金属的叶片吸收效率受多种因素的影响,包括植物叶片表皮的物理化学特征、叶面积和形态、金属的化学和物理形态、叶片表面结构 (腺毛和粗糙度)、植物状态 (落叶或常绿)、暴露时间、环境变化和气体交换等[41]。重金属在植物叶片上的沉积和吸附随着大气颗粒中重金属含量的不同而有很大差异,不同形态的金属通过叶片吸收进入植物体内的能力也各不相同。气孔的大小和密度及叶片表面形态特征是决定大气颗粒物中的重金属在叶片上吸附程度的最重要因素[42],其中,气孔密度、粗糙度、毛状体、叶表面积和表皮蜡质都会直接影响重金属在叶片表面的沉积[43]。具有粗糙表面和较小尺寸叶片的植物比表面光滑、尺寸较大的叶片能够吸附更多的颗粒物。光照、温度、湿度等气候条件直接影响着叶片的生理过程和新陈代谢过程,从而间接影响着重金属通过叶片的渗透和气孔吸收的过程,进而影响叶片对重金属的吸收[32]

      • 2014年我国环境保护部与国土资源部联合公布的“全国土壤污染状况调查公报”显示,土壤样品的点位污染超标率达到了16.1%,且耕地土壤的点位污染超标率高达19.4%,其中在耕地土壤中由于重金属等无机污染物导致的点位超标率占到了82.4%[44]。中国的五大粮食产区,包括四川盆地、长江中游及江淮地区、黄淮海平原、松嫩平原和三江平原的耕地面积占全国耕地面积的60.64%,粮食产量占全国总产量的70.45%,耕地点位超标率分别为43.55%、30.64%、12.22%、9.35%和1.67%,且南方耕地重金属污染重于北方,其主要污染物为镉 (Cd)、镍 (Ni)、铜 (Cu)、锌 (Zn)、汞 (Hg)[45]。当作物根系暴露于重金属胁迫下,其可以直接吸收土壤中的重金属,并向地上部转运,最终在可食部位积累。我国耕地的重金属污染状况十分严峻,引起农作物重金属超标问题已不容忽视。

      • 重金属到达根表面主要有两条途径:一个是质体流途径 (mass flow),即重金属随蒸腾拉力在植物吸收水分时与水分一起到达植物根系;另一个是扩散途径 (diffusion),即重金属通过扩散而到达根表面[46]。根系对重金属的吸收有非代谢和代谢两种机制,非代谢机制是指根系通过阳离子交换和扩散两种途径吸收重金属,代谢吸收是指植物根系逆着浓度梯度消耗能量进行主动运输来吸收重金属[47]。在这一过程中,细胞壁中的负电荷首先使金属阳离子在根系细胞壁表面聚集,然后通过阳离子交换和扩散到达细胞壁,随后重金属再通过主动运输和自由扩散进入细胞质,这两种方式都需要转运蛋白和转运通道的参与。研究证明,ZIP(Zinc regulated transporter/Iron-regulated transporter-like Protein) 家族中的AtIRt1、TeZNT1/TeZNP4转运蛋白可以运输钙、锌、铁、锰[48],NRAMP(Natural Resistance-Associated Macrophage Protein) 家族中的OsNRAP5、OsNRAMP1转运蛋白可以运输铁、锰等[49],钙离子通道中的DACC、HACC、VICC等也可以把镉运输到细胞质中[50],这些都是非特异性蛋白。有研究表明,Cd可以与植物中其他必需营养元素共用细胞膜上的离子通道,如Ca2+通道[51]。Küpper等[52]研究表明,Cd可以与Zn、Fe、Mn竞争离子通道从而抑制Zn、Fe、Mn的吸收。

      • 重金属被根系细胞吸收后,可以通过共质体途径和质外体途径进入木质部并向地上部运输。共质体途径为主动运输过程,重金属通过载体蛋白进入细胞后再经过胞间连丝在细胞间运输,此运输途径较慢。质外体运输是植物运输重金属的主要途径,主要通过细胞壁、细胞间隙和导管间的空隙进行运输到达内皮层组织,但是内皮层上的凯氏带会阻挡金属离子的进一步输送,必须经过跨膜运输才能进入木质部导管,此过程较快[53]。重金属被根系吸收后大部分会积累在根部,仅有一小部分可以运输到达地上部[54-55]。这是因为重金属在根系表面和根系质外体中的移动性较差且会在根系细胞内发生区隔化作用,阻碍了重金属的木质部装载[56]。一旦重金属进入了木质部,由于木质部中的蒸腾拉力和根压,游离态或螯合态的金属组分可以从根部转运到地上部[48]。这一过程是影响地上部重金属积累的关键过程,即蒸腾作用越强,根系随木质部导管向地上部转运重金属的速率越快。木质部装载的重金属可以直接从根系运输到籽粒当中,茎叶等其他组织中的重金属也可以重新活化然后通过韧皮部再转运到籽粒当中。金属离子向木质部的转运受到膜转运蛋白的严格控制,例如重金属ATP酶 (heavy metal transporting ATPase,HMA) 就是其中的一类。研究表明,AtHMA2在木质部中具有装载或卸载Zn的功能,而AtHMA4具有双重作用,在缺锌时,AtHMA4可以有效地将Zn从共质体泵到木质部,给地上部提供营养元素;而植物受到高浓度Cd、Zn胁迫时,AtHMA4可以将根部的Cd和Zn运输到土壤溶液或者地上部以减少其毒害[57]

      • 大多数作物中重金属的积累量与土壤中重金属的有效态含量和总量呈极显著正相关关系。pH是影响根系吸收的最重要的因素,其会直接影响土壤中重金属的有效性及形态分布,pH升高,土壤重金属的有效性会降低,可以减少作物根系对重金属的吸收[55]。土壤的Eh高低可以改变重金属在土壤中的溶解性。有研究发现,淹水时Eh较低,土壤处于还原状态,土壤中的交换态镉占总镉的比例减少,从而降低作物根系对重金属的吸收量[58]。Eh还可以通过影响土壤的pH值来影响镉的有效性,酸性土壤淹水后土壤中的氧化物质发生还原作用而消耗大量的质子,使土壤pH升高,进而降低了土壤镉的有效性[59]。土壤中的有机物含有大量的官能团,如氨基、羧基、羟基、硫醚等,其对重金属具有较强的吸附能力,从而影响重金属的活性[60]。另外,植物对重金属的吸收还会受伴生离子的影响,钾、钙、钠、镁等伴随阳离子可与镉竞争植物根系的吸收位点,从而降低根系对镉的吸收[61]。研究表明,Cl-可以降低土壤胶体对镉离子的吸附从而促进作物对镉的吸收[62],因此,以KCl形式施钾肥会促进水稻、小麦、番茄对镉的吸收[63-65]。肥料的种类和用量也会影响作物对重金属的吸收,合理的施肥方式和施肥种类能有效地降低作物的重金属积累。

      • 植物叶片和根系对重金属的吸收由于发生部位不同,其作用介质、吸收过程及影响因素也存在显著差异。如图1(a,b)所示,根系对重金属的吸收,通常发生在土壤溶液中,土壤中的金属离子首先被吸附到根系表面与根真皮细胞表面的多糖或粘液糖醛酸的羧基结合[66],然后,被动地渗透到根部进行迁移扩散。Fu等[38]发现植物根系可以通过细胞壁与溶解在土壤溶液中的重金属接触,或者是透过细胞质膜进入细胞来吸收土壤环境中的重金属,然后向维管柱移动,细胞壁是阻挡根系细胞免受重金属毒害的第一道屏障。叶片吸收重金属则主要是通过气孔、表皮亲水小孔和质外体胞间连丝[17],大气颗粒物中的重金属可以吸附在叶片表面的蜡质和腺毛上[38],然后在物理和生物吸附的作用下,亲脂性元素通过角质层扩散到表皮细胞,亲水性化合物通过表皮细胞垂周壁和气孔保卫细胞边缘的水孔扩散进入表皮[67],蜡质层是阻挡叶片吸收大气中重金属的第一道屏障。目前一些控制根系吸收重金属的特异性转运蛋白基因家族已被识别和证实。以镉为例 (图1c),Cd可通过ZIP(锌调节转运体/Fe调节转运体蛋白) 家族,如AtIRT1和TcZIP4的同源体以Cd2+的形式进入根细胞;或者通过阳离子通道,如去极化激活的钙离子通道 (DACC)、超极化激活的钙离子通道 (HACC) 和电压不敏感阳离子通道 (VICC) 进入根细胞;此外,Cd还可能通过YSL蛋白以Cd螯合物的形式被根系细胞吸收[68-69],然后Cd可以通过胞间连丝连接的单个根细胞的细胞质形成的共质体途径到达中柱。Ishimaru等[70]发现NRAMP中的OsNEAPM5基因可以控制Fe、Mn和Cd从外源溶液到水稻根细胞的运输,OsNEAPM1基因可以控制细胞膜对Cd的吸收。但是关于叶片吸收重金属过程分子水平的研究较少,还需进一步识别与叶片吸收有关的关键蛋白基因,有助于通过调控转运蛋白的表达来降低作物对重金属的积累。

        图  1  叶片与根系对重金属的吸收、转运过程

        Figure 1.  The uptake and translocation of heavy metals through leaves and roots

      • 图1-abc所示,植物根系吸收重金属后,主要通过共质体、质外体和共质体和质外体耦合途径进入木质部向地上部运输,由根压和木质部的蒸腾作用控制游离态和螯合态重金属从根系向地上部转移[7],此外,该过程还受到膜转运蛋白的影响,一些重要的膜转运蛋白基因家族已经被识别和归类,如ABC转运蛋白、HMA转运蛋白和NRAMP转运蛋白等[71-75]。而叶片吸收重金属后的运输过程与光合作用产物运输过程相似,重金属元素在质外体中解吸并与下层叶肉细胞结合,然后通过韧皮部从植物的地上部分向不同的植物器官 (根、花、果实) 运输[31]。但是,目前没有明确的证据证实特定的螯合物和转运蛋白基因在植物叶片吸收后金属运输中的作用。根系吸收的重金属转运只能向地上部转运,而叶片吸收重金属后可以通过韧皮部向不同器官进行双向运输,并且此过程中既有主动运输也有被动运输。

        叶片和根系暴露于重金属后,对重金属的区隔有不同的响应机制[76]。除超积累植物之外,植物根系吸收的大部分金属都会被固定在根系中,例如,根系吸收的Pb有95%会被隔离在根细胞中,只有5%可以转运到地上部[77]。这主要是由于植物根细胞中的物理屏障 (凯氏带) 的阻隔,重金属以不溶性金属盐的形式沉淀在细胞间隙[78],或者被固定在皮层或根真皮细胞的液泡中[79],因此只有极少部分可以向上迁移。而绝大部分叶片吸收的重金属都会储存在叶片组织中,仅有一小部分 (< 1%) 可以转运到根组织[80]。Dollard等[37]通过放射性210Pb示踪研究了在温室条件下植物叶片对Pb的吸收和再分配,结果表明,喷施于萝卜叶片表面的Pb仅有0.05%~0.28%被运输到膨大的储藏器官,但是叶片吸收后向根系运输的Pb占到根储存组织Pb的35%。总体而言,植物叶片和根系吸收的重金属大部分都固定在暴露器官 (根系和叶片) 中,仅有少部分可以在植株内转运,且其中蒸腾作用会同时对两种过程产生影响。叶片吸收后重金属的区隔及转运机制及关键生理过程的研究尚需进一步深入。

      • 迁移系数反映了植物从外界吸收的重金属向植株内转移的情况,转运系数反映了植物不同部位、器官之间重金属的转运情况。叶片和根系两种途径由于吸收过程发生介质和部位不同,且重金属在作物体内不同部位之间运输的途径不同,其迁移、转运系数也表现出明显的差异。本文搜集了已发表的叶片和根系同时暴露的农作物重金属积累研究,统计并计算得出了迁移系数 (表1) 和转运系数 (表2)。龙思斯等[82]对水稻进行外源添加Cd的盆栽试验,模拟土壤污染源、灌溉水污染源和大气污染源对水稻Cd含量的影响,结果显示,土壤到根系的迁移系数比大气到叶片的迁移系数高。而在工业区和农业区进行大气沉降暴露的白菜盆栽试验显示,除Cd外,As和Pb从大气到叶片的迁移能力比从土壤到根系的迁移能力更强[83]。这表明不同作物在根系和叶片界面对重金属的迁移能力存在差异。土-根和大气-叶片的迁移系数还受到污染程度的影响,距离锌矿厂越近污染越严重的区域,土壤-玉米根间的迁移系数就越高[84]。从表2可以看出,植物在不同部位、不同器官之间的转运能力不同,总体上看茎-叶间的转运能力最强,但是对于葡萄来说,Cd在根-茎间的转运系数最高[81]。根系和叶片到可食部位的转运能力都较弱,说明根系和叶片到可食部位的转运过程都受到了一定的阻碍,这也与前面提到的重金属更易在暴露器官中积累的趋势一致。

        表 1  不同作物系统重金属迁移系数

        Table 1.  Transfer coefficient of heavy metals in different crop systems

        作物
        Crop
        试验方法 Experimental method污染
        Pullution
        迁移途径
        Transfer parth
        元素迁移系数 Transfer coefficient文献
        Reference
        AsCdCrCuPbZnNiHg
        葡萄 Grape田间监测 Field monitoring土-根 Soil-Root 0.050 2.600 0.110 0.550 0.010 0.950 0.250 0.210 [81]
        水稻 Rice外源添加Cd盆栽试验
        Exogenous cadmium addition pot
        experiment
        土壤污染 Adding Cd in soil土-根Soil-Root7.333[82]
        叶面污染 Adding Cd in air大气-叶Air-leaf5.915
        萝卜 Radish大气沉降暴露试验
        Air depositpot experiment
        工业区未污染土壤
        Clean soil in industrial area
        土-根 Soil-Root0.0130.8210.0040.109[12]
        大气-地上部 Air-Shoot0.0060.0240.0010.010
        工业区污染土壤
        Polluted soil in industrial area
        土-根 Soil-Root0.0270.2150.0040.084
        大气-地上部 Air-Shoot0.0110.0400.0020.026
        城区未污染土壤
        Clean soil in urban area
        土-根 Soil-Root0.0130.6930.0040.100
        大气-地上部 Air-Shoot0.0090.0520.0030.014
        城区污染土壤
        Polluted soil in urban area
        土-根 Soil-Root0.0250.2040.0040.069
        大气-地上部 Air-Shoot0.0220.1280.0080.084
        农村未污染土壤
        Clean soil in countriside
        土-根 Soil-Root0.0120.7360.0040.082
        大气-地上部 Air-Shoot0.0060.1380.0060.033
        农村污染土壤
        Polluted soil in countryside
        土-根 Soil-Root0.0250.2060.0040.070
        大气-地上部 Air-Shoot0.0200.4510.0220.137
        白菜 Chinese cabbage水培/土培大气沉降暴露试验
        Soil/hydroponic exposure trails
        工业区 Industrial area土-根 Soil-Root 0.0100.5200.020[83]
        大气-白菜 Air-Shoot0.1300.0601.670
        农业区 Agricultural area土-根 Soil-Root0.0030.3830.002
        大气-白菜 Air-Shoot0.0700.0200.270
        玉米 Maize田间监测
        Field monitoring
        距离锌矿500 m
        Distance to Zn ore 500 m
        土-根 Soil-Root0.0610.673[84]
        距锌矿700 m
        Distance to Zn ore700 m
        土-根 Soil-Root0.0750.655
        距锌矿900 m
        Distance to Zn ore 900 m
        土-根 Soil-Root0.0840.640
        距锌矿1200 m
        Distance to Zn ore 1200 m
        土-根 Soil-Root0.0630.438
        距锌矿1700 m
        Distance to Zn ore 1700 m
        土-根 Soil-Root0.0520.500
        距锌矿1900 m
        Distance to Zn ore 1900 m
        土-根 Soil-Root0.0200.300
        距锌矿2200 m
        Distance to Zn ore 2200 m
        土-根Soil-Root0.0480.392
        注(Note):迁移系数 (土-根)=重金属 (根部)/重金属 (土壤) Transfer coefficient(soil-root)=HM(root) / HM(soil);迁移系数 (大气-叶)=重金属 (叶)/重金属 (大气) Transfer coefficient(air-leave)=HM(leave) / HM(air).

        表 2  不同作物系统重金属转运系数

        Table 2.  Translocation coefficient of heavy metals in different crop systems

        作物
        Crop
        试验处理
        Treatment
        备注
        Remark
        转运部位
        Translocation parts
        元素转运系数Translocation coefficient文献
        Reference
        AsCdCrCuPbZnNiHg
        葡萄 Grape田间监测 Field monitoring根-茎 Root-Vine 0.400 1.870 0.110 0.900 0.600 1.780 0.120 0.620 [81]
        茎-叶 Vine-Leaf1.6100.1801.2901.4603.0901.4704.6007.000
        根-果 Root-Fruit0.0140.006 < 0.001 0.0390.0060.0100.0040.033
        叶-果 Leaf-Fruit0.0300.0300.0100.0300.0100.010 < 0.001 0.010
        水稻 Rice外源添加Cd盆栽试验
        Exogenous cadmium addition
        pot experiment
        土壤污染
        Adding Cd in soil
        根-茎 Root-Stem0.220[82]
        茎-叶 Stem-Leaf0.450
        根-糙米
        Root-Brown rice
        0.026
        叶-糙米
        Leaf-Brown rice
        0.258
        叶面污染
        Spraying Cd on leaf
        根-茎 Root-Stem0.640
        茎-叶 Stem-Leaf2.210
        根-糙米
        Root-Brown rice
        0.107
        叶-糙米
        Leaf-Brown rice
        0.075
        玉米 Maize田间监测 Field monitoring距锌矿500 m Distance toZn ore 500 m根-茎 Root-Stem0.0200.160[84]
        茎-叶 Stem-Leaf19.660 5.340
        叶-玉米籽粒 Leaf-Grain0.0200.010
        距锌矿900 m Distance to Zn ore 900 m根-茎 Root-Stem0.0900.130
        茎-叶 Stem-Leaf18.210 9.170
        叶-玉米籽粒 Leaf-Grain0.0200.010
        距锌矿1200 m Distance toZn ore 1200 m根-茎 Root-Stem0.0800.060
        茎-叶 Stem-Leaf39.500 43.750
        叶-玉米籽粒 Leaf-Grain0.0100.010
        注 (Note):转运系数=重金属 (器官)/重金属 (器官),例,转运系数 (根-茎)=重金属 (茎)/重金属 (根)。Translocation coefficient = HM(organ) / HM(organ), e.g.Translocation coefficient(Root-Stem)=HM(stem) / HM(root)]
      • 表3统计了来自土壤和大气 (包括汽车尾气) 的重金属对农作物可食部位重金属积累的贡献率。土壤源对农产品重金属As、Cd、Cu、Pb、Zn和Hg贡献率分别为23%~37%、55%~60%、46%~90%、8%~50%、25%~64%、65%~75%,大气源对农产品重金属As、Cd、Cr、Cu、Pb、Zn和Hg的贡献率分别为63%~83%、15%~45%、71%~80%、10%~53%、32%~91%、35%~74%、24%~34%。结果表明,大气沉降对农作物重金属积累有重要的贡献。大气沉降源对作物体内的As、Cr和Pb积累的贡献较大,说明根系对土壤中重金属的吸收不是农产品重金属积累的唯一来源,甚至不是主要的来源。大气沉降源对Cd、Cu和Hg贡献率相对较小,但是对农作物重金属积累的影响也不可忽视。作物可食部位重金属的来源也不同,例如,Cd可能主要来源于根系对土壤中Cd的吸收,而Pb主要来源于大气颗粒物。大气沉降对蔬菜、叶菜等农作物的贡献普遍比水稻和甘薯等块茎类作物要高,由于蔬菜特别是叶菜、茶叶的可食部位本身就是叶片,根系吸收和叶片直接吸收大气沉降中的重金属都会主要积累在叶片中,因此,大气沉降对这类作物安全生产的影响需更为重视。

        表 3  不同来源重金属对农作物可食部位重金属积累的贡献率 (%)

        Table 3.  Contribution rate of heavy metals in the edible parts of crops from different sources

        作物
        Crop
        监测方法
        Monitoring method
        金属来源
        Resource
        元素贡献率 Contribution rate(%)文献
        Reference
        AsCdCrCuPbZnHg
        茶叶 Tea田间监测 (化肥)
        Chemical fertilization
        大气 Air76.9939.7553.8674.1874.5234.60[85]
        农业 Agriculture23.0160.2546.1425.8225.4865.41
        茶叶 Tea田间监测 (有机肥)
        Organic manuring
        大气Air63.0545.0610.6550.0635.5824.70
        农业 Agriculture36.9554.9389.3549.9464.4175.36
        嫩茶叶 Young tea leaf田间监测 Field monitoring汽车尾气
        Vehicle exhaust
        78.92[86]
        土壤 Soil21.08
        老茶叶 Old tea leaf汽车尾气
        Vehicle exhaust
        63.81
        土壤 Soil36.19
        稻米 Rice grain田间监测 Field monitoring大气Air15.4036.70[87]
        稻米 Rice grain网室暴露盆栽试验 Exposure pot trail大气Air66.20[88]
        土壤 Soil33.80
        蔬菜 Vegetable田间监测 Field monitoring大气Air83.7033.7071.0072.80[89]
        烟叶 Tobacco leaf田间监测 Field monitoring大气Air72.9280.8273.09[9]
        青菜 Leafy vegetable田间监测 Field monitoring大气Air71.57[7]
        土壤 Soil36.67
        西兰花 Cauliflower大气Air91.53
        土壤 Soil8.47
        辣椒 Peper田间监测 Field monitoring大气Air90.00[90]
        甘薯 Sweet potato大气Air35.00
        玉米 Maize大气Air71.00
        油菜 Rapeseed大气Air85.00
        稻米 Rice grain田间监测 Field monitoring大气Air41.0046.00[91]
        稻米 Rice grain田间监测 Field monitoring大气Air33.50[92]
      • 近年来,研究者开始逐渐关注大气沉降对农田系统重金属积累的影响,并提出了通过叶面阻控的方法降低农产品中重金属的积累量。目前关于叶面喷施硅、硒和锌实现重金属阻隔的研究较多,Liu等[93]最先发现了叶面喷施Si来减少水稻中的Cd,为Cd污染土中Cd的调控开辟了一条新的途径。硅从叶片进入水稻体内后可向根部移动,硅可与镉发生沉淀反应,阻止镉的向地上部运输,从而减少作物地上可食用部位镉的积累[94]。叶面施锌可以使水稻叶中锌、镉共用的亲和膜转运蛋白产生锌/镉拮抗作用,从而降低水稻对镉的吸收[95]。另外,脱落酸、黄腐酸、脯氨酸等植物调节剂对重金属的阻隔也有相关的报道。何冰等[96]比较脱落酸 (AB)、乙烯利 (ETH)、水杨酸 (SA) 和茉莉酸甲酯 (MeJA)4种植物生长调节物质 (PGR) 对水稻生长及籽粒镉积累的影响差异,结果发现4种PGR都能降低水稻籽粒中的Cd,其中低浓度的ABA(5 mg/L) 对水稻产量无影响且抑制水稻籽粒Cd积累的效果最显著,ABA不仅能抑制根系吸收还能影响Cd从茎部向籽粒的转运。钱海胜等[97]发现添加外源ABA会降低不结球白菜地上部分的Cd含量,这与ABA降低气孔导度、抑制蒸腾速率有着密切的关系,抑制了Cd向地上部的运输。Wang等[98]发现叶面施用黄腐酸通过提高活性氧的能力,减少莴苣对Cd的吸收和地上部的运输。Wang等[99]报道叶面喷施褪黑素提高了烟草的耐性,叶片由于褪黑素的施用显著提高了Cd在细胞壁和液泡中的附着。Yang等[100]研究发现叶面喷施甘油可以促进液泡Cd的区域化和化学形态的改变,从而降低水稻从旗叶和节间向籽粒的转运。但是目前的叶面阻控剂大多都是减少根系吸收和抑制重金属向地上部转运来减少重金属在农作物可食部位的积累,针对叶面直接吸收大气重金属的阻控剂几乎没有。

        由于大气沉降对农作物可食用部位重金属积累的重要性,未来需要探明水稻等农作物的叶片吸收转运重金属的过程以及可食部位累积重金属的关键时期,并通过分子生物学手段,减少和控制重金属进入叶片需要的转运蛋白的合成以及叶片细胞膜的理化性状,降低吸附重金属的活性和转运能力。同时还可以通过生理试验与数学模型相结合的方式,进行区域大气-土壤-农产品系统重金属的动态预测预警,建立较为精准的基于土壤环境和大气环境的农产品重金属积累预测模型。结合最新的空间和地统计方法,将田块尺度的模型扩展到较为宏观的区域尺度,实现区域的大气-土壤-农产品系统的动态预测预警,为农产品安全提供保障。

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